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Tesis para optar al Título de Magister en Tecnología e Higiene de
los Alimentos
OCCURRENCIA DE FLORACIONES DE CYANOBACTERIAS
TOXICAS EN CUERPOS DE AGUA DULCE, ARGENTINA.
ESTUDIO DE CAMPO Y ANALISIS DE DATOS.
Georgina Carvajal
Director: Dra. Leda Giannuzzi
Co Director: Dr. Dario Andrinolo
Lugar de Trabajo: Cátedra de Toxicología de la Facultad de Ciencias
Exactas, Laboratorio Científico de Ficología, Facultad de Ciencias
Naturales y Museo de la Universidad Nacional de La Plata.
2011
Facultad de Ciencias Exactas Universidad Nacional de La Plata
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AGRADECIMIENTO
Agradezco a Dios por su infinita bondad y misericordia, quien me brindo la sabiduría y la
salud para presentar este trabajo de graduación.
Me gustaría agradecer la ayuda recibida por parte de mis directores de tesis, la Dra. Leda
Giannuzzi y al Dr. Darío Andrinolo, que han orientado y encauzado mis pasos durante este tiempo, así
como todas sus aportaciones recibidas, la elaboración de muestreo de campo y el tratamiento de datos
para que este trabajo fuese culminado satisfactoriamente.
No quería dejar de mencionar todas las aportaciones del Dr. Ricardo Echenique, gracias a su
colaboración y asesoramiento durante el desarrollo de este proyecto en el Laboratorio del Museo de la
Facultad de Ciencias Naturales de la UNLP, especialmente en el campo de la identificación y
determinación de cianobacterias y otras algas microscópicas, sin las que esta memoria no podría
haberse realizado.
Igualmente agradezco a la Facultad de Ciencias Exactas de la UNLP, que de forma
completamente desinteresada me facilitaron las instalaciones y equipos del Laboratorio de la Cátedra
de Toxicología, para el desarrollo de esta tesis.
Agradezco también a LASPAU-OEA por haberme otorgado la beca para la realización de la
Maestría en Tecnología e Higiene de los Alimentos y a todo el grupo de CIDCA, mil gracias por su
apoyo……….
Georgina
3
ÍNDICE
Pagina
1. Resumen……………………………………………………………………………………………7
2. Introducción………………………………………………………………………………………...12
2.1. Cianobacterias………………………………………………………………………………......13
2.2. Generalidades…………………………………………………………………………………..14
2.3. Eutrofización……………………………………………………………………………………18
2.4. Florecimientos…………………………………………………………………………………..20
2.5. Cianobacterias y su relación con sabor y olor en agua potable…………………………………23
2.6. Cianotoxinas…………………………………………………………………………………….24
2.7. Tipos de cianotoxinas, modos de acción y efectos……………………………………………..25
2.8. Microcistinas……………………………………………………………………………………29
2.9. Intoxicaciones con cianotoxinas………………………………………………………………..32
2.9.1. Intoxicación en una unidad de hemodiálisis en Carurú, Brasil…………………………...32
2.9.2. Sintomatología del Síndrome Caruaru……………………………………………………33
2.9.3. Otras intoxicaciones agudas informadas en seres humanos………………………………33
2.10. Factores que regulan el crecimiento de cianobacterias y la formación de cianotoxinas……..34
2.10.1. Disponibilidad de luz…………………………………………………………………….35
2.10.2. Zona de mezcla…………………………………………………………………………..36
2.10.3. Zona eufótica y zona de mezcla en la columna de agua………………………………...36
2.10.4. Temperatura……………………………………………………………………………...38
2.10.5. Disponibilidad de nutrientes……………………………………………………………..39
2.10.6. Resistencia al pastoreo por zooplancton…………………………………………………44
2.10.7. Factores combinados……………………………………………………………………..45
2.11. Floraciones de Cianobacterias toxígenas en la República Argentina…………………………46
2.12. Impacto de las cianobacterias tóxicas…………………………………………………………48
2.12.1 Salud humana……………………………………………………………………………..48
4
2.12.2. Aguas recreacionales……………………………………………………………………..49
2.12.3. Agua de red………………………………………………………………………………50
2.12.3. Salud animal……………………………………………………………………………..51
2.13. Medidas preventivas para reducir riesgo por exposición a cianobacterias……………………52
2.14. Beneficios……………………………………………………………………………………..52
2. 15. Métodos de identificación de cianotoxinas…………………………………………………..55
2.15. 1. HPLC (Cromatografía líquida de alta resolución)………………………………………55
2.15.2. Cromatografía Gaseosa………………………………………………………………….56
2.15.3. Ensayo de la Enzima inmunoabsorbente (ELISA)………………………………………57
3. Objetivos……………………………………………………………………………………………59
3.1. Objetivo general…………………………………………………………………………………61
3.2. Objetivos específicos……………………………………………………………………………61
4. Materiales y Métodos……………………………………………………………………………….62
4.1. Puntos de Muestreo……………………………………………………………………………..63
4.1.1. Tomas de muestras………………………………………………………………………...64
4.1.1 En el Río de la Plata y en las lagunas……………………………………………………...64
4.1.2. En red de distribución domiciliaria………………………………………………………..65
4. 2. Análisis fitoplanctónicos………………………………………………………………………65
4. 3. Parámetros fisicoquímicos…………………………………………………………………….67
4.3.1. Monitoreo de los parámetros y métodos analíticos utilizados……………………………67
4. 4. Determinación de Clorofilal-a…………………………………………………………………69
4.5. Examen bacteriológico…………………………………………………………………………70
4. 5. 1. Determinación del número de coliformes totales, fecales y Escherichia coli, mediante la
técnica de fermentación de tubos múltiples…………………………………………………………..70
4.6. Aislamiento y cultivo de cianobacterias………………………………………………………..73
4. 6.1. Preparación del medio de cultivo Z8…………………………………………………….73
4.6.2. Aislamiento y generación de cultivos de cianobacterias………………………………….74
5
4.7. Protocolo para la detección de Microscistinas presentes en florecimientos cianobacterianos…75
4.7.1. Bioensayos ratón…………………………………………………………………………..75
4.7.1.1. Preparación de los ratones……………………………………………………………75
4.7.1.2. Inyección de los ratones……………………………………………………………...75
4.7.2. Protocolo para la extracción detección y cuantificación de las cianotoxinas……………..76
5. Estudio Cuali-Cuantitativo de algas fitoplanctonicas en los espacios muestreados………………..78
5. 1. Breve descripción de los espacios muestreados………………………………………………..79
5.1.1. Río de La Plata…………………………………………………………………………….79
5.1.2. Laguna Aeroclub y Laguna Salada………………………………………………………..81
5.2. Estudio cualitativo de cianobacterias en muestras provenientes diferentes ambientes………...81
5.2.1. Cianobacterias halladas en muestras provenientes del Río de la Plata……………………82
5.2.2. Estudio cualitativo de cianobacterias en muestras provenientes de las lagunas…………..85
5.2.2.1. Laguna Aeroclub……………………………………………………………………..85
5. 2. 2.2. Laguna Salada………………………………………………………………………86
5. 3. Aislamiento y cultivo de cianobacterias en floraciones de los cuerpos de agua estudiados…..89
5. 4. Estudio cuantitativo de los diferentes taxa hallados en el Río de la Plata……………………..90
6. Factores que afcetan el desarrollo de cianobacterias y cianotoxinas……………………………….95
6. 1. Introducción……………………………………………………………………………………96
6.2. Variación de la temperatura en función del tiempo……………………………………………96
6. 3. Variación del pH en función del tiempo………………………………………………………98
6. 4. Variación de la conductividad en función del tiempo…………………………………………100
6. 5. Variación del contenido de hierro en función del tiempo……………………………………..101
6. 6. Nutrientes……………………………………………………………………………………...103
6. 6. 1. Variación del contenido de fósforo total en función del tiempo………………………...104
6. 6. 2. Variación del contenido de Nitrato en función del tiempo……………………………...107
6. 6. 3. Variación del contenido de Nitrito en función del tiempo………………………………108
6. 7. Variación del número de Coliformes totales y fecales en función del tiempo………………..110
6
6. 8. Variación del número de Cianobacteria en función del tiempo……………………………..112
6. 8. 1. Variación del número de Microcystis aeruginosa en función del tiempo……………...115
6. 9. Variación de los valores de Clorofila a en función del tiempo………………………………117
6.10. Variación de los valores de Microcistina-LR……………………………………………….118
6. 10.1. En los ambientes estudiados en función del tiempo…………………………………...118
6. 10.2. Variación de los valores de Microcistina-LR en muestras de agua red………………123
6.10.3. Cuantificación de Microcistinas en extracto de células de Microcystis aeruginosa en
cultivo………………………………………………………………………………………………...125
7. Analisis estadístico de los datos monitoreados…………………………………………………….127
7. 1. Introducción…………………………………………………………………………………...128
7.2. Análisis de componentes principales………………………………………………………….128
7.3. Pretratamiento de los datos…………………………………………………………………….129
7.4. Aplicación de Análisis de Componentes Principales a los datos experimentales……………...130
7.4.1. Análisis de componentes principales del punto de muestreo Rotonda…………………...131
7. 4. 2. Análisis de componentes principales del punto de muestreo Isla Santiago……………..134
7. 4. 3. Análisis de componentes principales del punto de muestreo Toma de Agua…………...138
8. Conclusiones……………………………………………………………………………………….144
9. Bibliografía………………………………………………………………………………………...151
10. Anexo……………………………………………………………………………………………..168
7
1. RESUMEN
8
Las cianobacterias constituyen un grupo taxonómico de organismos diversos que colonizan ambientes
acuáticos y bajo ciertas condiciones ambientales aumentan exponencialmente su biomasa produciendo
toxinas que generan serios problemas sanitarios y medioambientales. Microcystis aeruginosa, la cepa
causante de la mayoría de estos episodios produce la cianotoxina más ubicua, Microcistina de
reconocido efecto hepatotoxico.
En los últimos años se ha informado la aparición de coloración verdosa en la superficie de las aguas
así como aparición de peces muertos en las costas del Río de la Plata que es debido al florecimiento
cianobacteriano.
Las microcistinas son las únicas toxinas identificadas en La cuenca del Plata. Los análisis de toxinas
revelan la existencia de al menos 6 microcistinas
Se puede afirmar que el riesgo relativo que representa la presencia de las cianobacterias y de las
Microcistinas en la cuenca del Plata es enorme, dado:
1.- La intensidad de las floraciones.
2.-La diversidad de cepas de Microcystis aeruginosa que crecen en distintos ambientes
3.-El área que abarca el fenómeno
4.-La toxicidad que presentan las diferentes cepas y el número de microcistinas producidas.
5.-La magnitud de su posible impacto sobre la población
6.-Que puede afectar fuertemente un recurso tan valioso como las fuentes de agua potable y el agua
potable misma.
Los niveles de exposición a las cianotoxinas se desconocen. La epidemiología de las intoxicaciones con
hepatotoxinas y de otras cianotoxinas en Argentina es nula.
La imposibilidad de monitorear la presencia de cianobacterias y cianotoxinas en el ambiente y el agua
de red por falta de recursos y acceso a las tecnologías adecuadas es sin duda la primera limitante en la
detección del fenómeno y en la investigación científica de la problemática en Argentina.
A los efectos de comprender las causas del desarrollo de las floraciones de cianobacterias es necesario
entender cuáles son las condiciones particulares que las favorecen en el ecosistema.
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El crecimiento de las cianobacterias frente a la disponibilidad de los nutrientes disueltos es otro
aspecto que aún requiere investigación.
Para lograr una correcta evaluación de la ocurrencia de floraciones de cianobacterias y sus
cianotoxinas se requiere implementar un monitoreo que incluya la observación del sistema a estudiar,
la obtención de muestras para analizar los aspectos bióticos (presencia de cianobacterias y toxinas) y
el registro de variables abióticas relacionadas con el crecimiento de las cianobacterias.
Por ello, se llevó a cabo un monitoreo mensual de cianobacterias y cianotoxinas y se investigó los
factores condicionantes que guardan una relación dinámica con la aparición de los florecimientos
cianotoxicos, identificando especies y su toxicidad en estaciones de muestreo en la franja costera del
Río La Plata de uso recreacional, pesca deportiva, toma de agua para el consumo humano y dos
lagunas cercanas al Río.
En nuestros resultados se determinó que las condiciones del Río de la Plata se están viendo
deterioradas por el incremento de factores ligados a la eutrofización de las aguas como la clorofila
(208μg.L-1), N- NO3 (2.7 mg.L-1) y el fósforo total (4.8 mg.L-1) que favorecen el desarrollo de
floraciones de cianobacterias.
También, se ha registrado valores de pH (10.2) que no cumplen con los niveles guías de calidad de la
Cuenca del Plata y grados de contaminación fecal (2156 NMP/100ml) en los puntos muestreados del
Río La Plata que muestran la deficiente calidad de este reservorio en su aspecto sanitario, ya sea para
uso recreacional o como fuente de agua para ser potabilizada debido a los elevados niveles
encontrados. El 83 % de las muestras analizadas fueron positivas en la tipificación de Escherichia coli
en todos los meses estudiados a excepción de junio y agosto.
Los niveles de cianobacterias en los diferentes ambientes superan ampliamente los niveles de alerta
alta fundamentalmente en períodos de temperaturas elevadas.
Las concentraciones de Microcistina LR registradas en el Río La Plata alcanzaron niveles de 8.6µg.L-1.
Una mayor producción de Microcistinas-LR se observo en meses de verano cuando la temperatura
incrementa y disminuyen los niveles de hierro a 0.01 mg.L-1.
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El presente trabajo logró aislar y poner en cultivo una cepa toxicogenica identificada como
Microcystis aeruginosa extraída del ambiente.
La caracterización de la cepa aislada y puesta en cultivo produce dos tipos de Microcistina- LR y YR.
La evaluación de la toxicidad mediante ensayo ratón de los extractos extraídos de las muestras
tomadas reveló que los hígados de los ratones tratados mostraron disrrupción masiva de la arquitectura
lobular y sinusoidal del hígado, dilatación de los vasos hepáticos, pérdida de hepatocitos y displasia
indicando la severidad de las cepas analizadas.
El estudio de los niveles de Microcistinas –LR en agua de red de domicilios pertenecientes a la ciudad
de Ensenada y La Plata indicó que en determinadas fechas del año los niveles superan los valores
propuestos por la OMS (19989) como valor límite de seguridad de Microcistina que es de 1 µg.L-1 por
lo que se considera que el proceso de tratamiento aplicado para el tratamiento es deficiente.
En base a esta información podemos concluir que la exposición a cianotoxinas a través del
abastecimiento de agua representa un riesgo real para la salud de la población debiendo evaluarse su
impacto.
El Análisis de Componentes Principales aplicado permitió identificar los factores más influyentes en
el análisis realizado. Se monitorearon 13 parámetros que indican calidad de agua y mediante el
Análisis de Componentes Principales se pudo reducir los parámetros influyentes en los tres puntos de
muestreo a siete parámetros: coliformes, cianobacterias totales, Microcistis aeruginosa, Microcistina-
LR, temperatura, clorofila y fósforo que representan los factores mas relevantes en el componente
principal (PC1) lográndose reducir un 46%. Además, en los tres puntos de muestreo los coliformes
fueron factores importantes. Ello significa que pudo reducirse los parámetros que influyen en el
desarrollo del fenómeno cianobacteriano.
El comportamiento de las variables estudiadas pudo ser también analizado en función de su variación
estacional. Para los diferentes puntos de muestreo los datos fueron agrupados en clusters bien
definidos, siendo el estival coincidente con florecimientos.
Estos resultados abren nuevos interrogantes referidos a las consecuencias sanitarias ecológicas y
económicas de esta problemática. Resulta necesario establecer programas de vigilancia para evitar la
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presencia de Microcistina en el agua potable así como evitar la intoxicación en los usos recreativos.
Especial atención debe ser dirigida a disminuir el grado de eutrofización de este recurso hídrico.
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2. INTRODUCCION
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2.1. Cianobacterias
Desde hace unos 3000 a 3.500 millones de años, las cianobacterias aparecieron en las aguas costeras
de los primitivos continentes, y dada su actividad fotosintética con liberación de oxígeno, se las
reconoce como las originadoras de la atmósfera oxidante que hoy conocemos.
Poseen características comunes con otras bacterias y también con algas eucariotas, lo que las hace
únicas en cuanto a su fisiología, tolerancia a condiciones extremas y flexibilidad adaptativa.
Pueden ser unicelulares o filamentosas, miden desde menos de un micrón hasta varios cm de diámetro.
Constituyen una parte muy importante del plancton, tanto marino como de ambientes acuáticos
continentales. Incluso aún en los mares templados y tropicales, las cianobacterias unicelulares,
picoplanctónicas (minúsculas y muy abundantes) son las principales generadoras de materia orgánica.
Desde el Arqueozoico hasta nuestros días, en algunas costas de escasa profundidad, se las puede
encontrar asociadas a otros microorganismos. Forman una masa compacta, mucilaginosa, la cual en
relación con los sedimentos, crean estructuras sedimentarias compactas de grandes dimensiones,
llamadas estromatolitos (fósiles y actuales). Estructuras de ese tipo se conservan en diversas partes del
mundo, incluso hoy siguen formándose en algunas zonas de Australia, Bahamas, México y otros sitios
(Schopf y col., 1982).
Son los únicos organismos fotoautotróficos que presentan mecanismos y adaptaciones para la fijación
de nitrógenos atmosférico.
Han colonizado exitosamente los ecosistemas acuáticos y actualmente se encuentran ampliamente
distribuidas en las aguas de todo el mundo. Contribuyen significativamente a la producción primaria
acuática, ocupando un papel central en el plancton junto con microalgas eucariotas.
El grupo se reconoce por su habilidad para establecerse en ambientes extremos, habitando sistemas
hipersalinos, aguas termales (hasta 80ºC) e incluso regiones polares, a varios grados bajo cero. Tienen
la habilidad de sobrevivir a largos períodos de desecación y algunas especies producen una vaina
pigmentaria externa que les permite sobrevivir en ambientes de alta radiación UV (Graham y col.,
2000, Fogg y col., 1973, Komárek y col. 1998).
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Bajo determinadas condiciones ambientales, algunas cianobacterias tienen la capacidad de originar
“floraciones algales”, proliferaciones masivas protagonizadas por una o pocas especies que dominan el
fitoplancton (Oliver y col. 2000).
Sin embargo, las cianobacterias planctónicas, también son un tema de preocupación para calidad del
agua y la salud humana, especialmente en los ecosistemas límnicos, ya que pueden crecer
masivamente (floraciones) y producir peligrosas toxinas para el ser humano y animal.
Todos estos metabolitos secundarios representan un serio riesgo para el hombre y para la biota
asociada a los cuerpos de agua afectados (Carmichael, 2008, Sivonen y col., 1999). Además, el
desarrollo masivo de las cianobacterias confiere color, olor, sabor y aspecto alterado al agua,
generando limitaciones para la potabilización u otros fines Smith y col., 2008).
Por otro lado, este grupo de microalgas recibe una significativa atención dado sus representantes
producen una importante cantidad de compuestos que presentan un gran potencial para aplicaciones
biotecnológicas (Rosales y col., 2008).
2.2. Generalidades
Las Cyanophyta constituyen un amplio grupo de procariotas Gram negativas tradicionalmente
señaladas como algas, también denominadas cianobacterias, algas verde-azuladas o cianofíceas. Son
procariotas, carecen de membrana nuclear, capaces de realizar fotosíntesis por una vía similar a las
algas eucariotas y plantas. Algunas especies también son capaces de fijar el nitrógeno atmosférico.
El nombre científico de las algas verde-azules es Cianofíceas, Cyanophyta, Cyanoprokaryota o
también Cyanobacteria. Por la coloración generada por sus pigmentos, se las llama comúnmente
"algas verde-azules", son micro a macroscópicas y por su ausencia de membrana nuclear se las asocia
con las bacterias. El fitoplancton se compone de microorganismos fotosintéticos que habitan,
suspendidos, todas las aguas del planeta y representan el inicio de la cadena alimentaria. Su
denominación proviene del prefijo griego "cyanos" que significa azul, aludiendo al color verde oliva,
ligeramente azulado que tienen debido a sus pigmentos fotosintéticos (clorofila-a) y a los pigmentos
accesorios (ficoeritrinas y ficocianinas).
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Las cianobacterias (o cianofíceas) son organismos microscópicos, unicelulares, algunos forman
colonias y alcanzan dimensiones macroscópicas. Algunas, pueden encontrarse como “manchas”
adheridas a la superficie de las rocas, suelo o árboles y presentarse en forma de almohadillas
macroscópicas o en películas mucilaginosas. Se encuentran, prácticamente en todos los cuerpos de
agua y en altas densidades, producen una considerable turbiedad (Graham, 2000).
La mayor parte de las especies de cianobacterias se encuentran en los sistemas de aguas continentales
(límnicos), habitando en la columna de agua o el bentos de lagos, lagunas, ríos y arroyos de todo el
mundo (Whitton y col. 2000).
Debido a sus características fisiológicas y ecológicas resultan competitivamente superiores a otros
organismos del fitoplancton.
Varias especies de este grupo suelen desarrollarse en densas poblaciones debido a su capacidad para
crecer y reproducirse bajo distintas condiciones de nutrientes y luz; así como a la regulación de su
posición en la columna de agua (vesículas de gas), pudiendo distribuirse en la masa de agua o
concentrares en la superficie (floraciones ó blooms). Por otra parte presentan baja palatabilidad por
parte del zooplancton. No presentan significativas exigencias nutricionales. Pueden crecer en medios
minerales, cuyas sales nitrogenadas inorgánicas y bicarbonato aprovechan para abastecerse de
nitrógeno y carbono. También el dióxido de carbono atmosférico, constituye una excelente fuente de
carbono (Hoiczyk y col., 2000).
Algunas especies de cianobacterias proliferan en aguas costeras salobres, especialmente bajo
condiciones serenas. Un gran número de cianobacterias, fijan nitrógeno atmosférico en ausencia de
este elemento o en ambientes con exceso de fósforo. Algunas formas filamentosas presentan células
vegetativas modificadas, h) heterocistos, célula de gran importancia por su capacidad de fijar
nitrógeno atmosférico y a) acinetos, célula de almacenamiento de sustancias de reserva. Ambas células
son potencialmente capaces, bajo condiciones ambientales favorables, de germinar y reconstituir un
nuevo organismo (Madigan y col., 1999).
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Fig. 1: Células vegetativas modificadas: a ) acinetos y h) heterocistos (Tomada de Echenique y
Aguilera 2009).
Las cianobacterias presentan una amplia diversidad morfológica, pueden ser unicelulares aisladas
(Synechocystis) o agrupadas en colonias (Microcystis) o filamentosas, ramificadas (Scytonema) o nó
(Anabaena). Los organismos pueden rodearse de exo-polisacáridos que se aprecian como un mucílago
o una vaina firme.
La mayoría de las cianobacterias planctónicas producen vesículas de gas intracelulares, vacuolas
gaseosas o aerotopos (<300 nm) que permiten al organismo regular su nivel dentro de la columna de
agua en función de ubicarse en los sitios de condiciones óptimas para su desarrollo como ser: el
mejoramiento de la exposición a la luz, la reducción de la mortalidad por sedimentación y el acceso
temporal a capas profundas con mayor disponibilidad de nutrientes (Oliver & Ganf 2000)
A pesar de esto, la regulación de la capacidad de flote al cambiar la cantidad de gas en las vesículas, es
lenta (Bold y col. 1985).
Las células adaptadas a la mezcla turbulenta por medio de vesículas extendidas de gas demorarán unos
días en reducir su capacidad de flote a fin de adaptarse a condiciones más calmadas. Cuando el clima
cambia de tempestuoso a sereno (es decir, las condiciones mixtas en el agua varían de turbulentas a
fuertemente estratificadas), gran cantidad de organismos suelen acumularse en la superficie. Los
vientos ligeros las transportan hasta las orillas donde se evidencian produciendo cambios en el color
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del agua e incluso forman espumas En algunos casos, estas aglomeraciones se pueden volver muy
densas e incluso adquirir una consistencia gelatinosa, conformada por rayas o finas espumas que lucen
como anchas de pintura o gelatina azul verdosas (floración o bloom algal) (Reynolds y col. 1975).
Las cianobacterias tienen clorofila a, pigmento universal para realizar la fotosíntesis aeróbica, así
como una serie de pigmentos accesorios y protectores. Algunas especies pueden tener también
clorofila b (grupo antiguamente llamado Proclorofita).
El típico color verde-azul de las cianobacterias se debe a la presencia de las ficobilinas, pigmentos
accesorios a la clorofila a. La proporción de estos pigmentos puede ser alterada para aumentar la
absorción de la luz en el espectro visible.
Asimismo, las cianobacterias poseen carotenoides que se pueden encontrar en las algas eucariotas,
pero también poseen otros que son exclusivos de las cianobacterias (carotenoides glicosídicos)
(Francis et al. 1970) y cumplen, principalmente, una función de protección para las altas intensidades
lumínicas, actuando como antioxidantes al desviar el flujo de electrones en exceso para evitar que
dañen los fotosistemas (Edge et al. 1997).
Por otro lado, algunos carotenoides de las cianobacterias pueden cumplir funciones protectoras a bajas
temperaturas (Várkonyi et al. 2002) o actuar como pigmentos accesorios de la clorofila a (Hischberg
& Chamovitz 1994). Se ha demostrado que algunas cianobacterias producen el pigmento scitonemina
(solo presente en cianobacterias bentónicas) (Garcia Pichel & Castenholz 1991) u otras sustancias
fotoprotectoras de la luz ultravioleta o “pantallas solares”, como los aminoácidos del tipo micosporina
(MAA)
En la naturaleza se desarrollan especialmente cuando las condiciones de los ambientes acuáticos se
desvían notablemente de lo habitual, siendo de gran importancia los cambios en la relación
nitrógeno:fósforo los cuales pueden inducir un avance o retroceso en la población de cianofíceas.
El crecimiento de las cianobacterias frente a la disponibilidad de los nutrientes disueltos se
desarrollará mas adelante, sin embargo es un aspecto que aún requiere investigación.
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El proceso de eutrofización o enriquecimiento nutricional, también denominado envejecimiento de los
reservorios de agua, favorecen el crecimiento abundante de estas algas conduciendo a la formación de
floraciones o "blooms".
2.3. Eutrofización
Eutrofización, palabra griega que significa buena alimentación. Provocada por un aporte excesivo de
nutrientes en forma de residuos cloacales y desagües de tipo industrial o agrícola, resultante de la
actividad de las poblaciones ubicadas cerca las fuentes de aguas. Además, la irracional explotación de
embalses con fines recreativos y turísticos, probablemente superior a la capacidad de carga
sustentable, resulta otro factor que favorece la contaminación de estas aguas (Margalef, 1991).
El incremento en los nutrimentos, la actividad biológica (productividad) y la acumulación de
sedimentos o materia orgánica en las fuentes de agua, se traducen en una alta y fluctuante densidad del
fitoplancton y frecuentes cambios en su composición. A nivel cultural (producida por la actividad
humana), la eutrofización representa un factor de envejecimiento sobre los cuerpos de agua del mundo
y surgen, mayormente, por efecto de las actividades humanas que acelera el proceso de
enriquecimiento tanto de las aguas superficiales como subterráneas. Pueden ocasionar problemas
estéticos por la presencia de espumas y olores desagradables, que conllevan a la alteración del sabor y
olor del agua potabilizada para suministro humano. Otro factor importante es la descomposición de las
algas de floraciones algales, las que causan la disminución del oxígeno disuelto en el agua, llegando a
la anoxia. Los procesos de descomposición de la materia orgánica provocan problemas colaterales
tales como la mortandad de peces y/o la liberación de sustancias tóxicas. Además, los fosfatos del
sedimento aceleran el proceso de eutrofización, cerrándose así el ciclo de retroalimentación positivo
(Oliver y col, 2000).
El crecimiento de la población mundial a llevado al consecuente desarrollo de desechos orgánicos,
tanto cloacales como agrícolas, aunado a esto, el uso indiscriminado de detergentes fosforados no
biodegradables y la escasa presencia de plantas de tratamiento de aguas residuales en países en vías de
desarrollo, hacen que estos procesos de eutrofización sigan expandiéndose en las aguas continentales.
Este fenómeno produce significativos cambios en las comunidades biológicas y de manera particular
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en las poblaciones algales. Comúnmente, lo que sucede es un incremento de la frecuencia de aparición
de los florecimientos algales, con un predominio de las algas verde-azules (o Cianobacteria) sobre las
algas verdes (Chlorophyta), las algas doradas (Chrisophyceae) y las Diatomeas (o Bacillariophyceae)
(Abel, 1996).Las posibles causas del predominio de las algas verde-azules son:
Capacidad de formar esporas de resistencia (acinetos) que perduran en condiciones ambientales muy
adversas;
la fijación de nitrógeno atmosférico, estrategia que las favorece en ambientes con bajas
concentraciones de este elemento;
la acumulación de fósforo, como reserva, en gránulos dentro de la célula (gránulos de polifosfato);
la concentración de dióxido de carbono en orgánulos especiales (los carboxisomas), que permiten la
utilización de este gas en el proceso de fotosíntesis aún en condiciones ambientales que otras plantas
no pueden;
la posibilidad de usar también bicarbonato como fuente de carbono;
la presencia de unas vacuolas gaseosas o aerotopos, las que les sirven para regular el nivel de
flotación, permitiéndoles ubicarse en la zona de intensidad de luz óptima;
la presencia de sustancias mucilaginosas que evitan la desecación y la producción de toxinas que les
permitirían eliminar a sus competidores (Alvarez-Cobelas, 1998).
La presencia de cianofíceas en ambientes acuáticos, si se producen floraciones debe ser considerada
como un indicio de eutrofización.
Los ambientes acuáticos reciben diferentes denominaciones según la concentración de nutrientes y la
producción primaria (densidad y biomasa de algas) que presentan:
- Oligotrófico: aguas claras, baja concentración de nutrientes, poco desarrollo planctónico, baja
productividad, pocas plantas acuáticas, elevada concentración de oxígeno disuelto.
- Mesotrófico: moderado enriquecimiento con nutrientes, moderado crecimiento planctónico, escasa
acumulación de sedimentos en la mayor parte del fondo.
- Eutrófico: elevado enriquecimiento con nutrientes y crecimiento planctónico, alta productividad en
relación a las condiciones naturales, baja transparencia, extensas áreas cubierta con plantas acuáticas,
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gran acumulación de sedimentos en el fondo, bajos niveles de oxígeno disuelto en el fondo,
interferencias en los usos múltiples del agua.
- Hipereutrófico: cuerpo de agua significativamente afectado por las elevadas concentraciones de
materia orgánica y nutrientes, floraciones de algas, mortandad de peces, con limitaciones en sus usos.
Mientras la palabra eutrofización describe el proceso de fertilización del ecosistema acuático, los
términos oligotrófico, mesotrófico, eutrófico e hipertrófico son utilizados para describir los posibles
estados a lo largo del proceso, delineando un gradiente desde aquellos pobres en nutrientes
biológicamente disponibles y con escasa biomasa fitoplanctónica o vegetal (oligotrófico), hasta
aquellos con alta concentración de nutrientes y elevada biomasa (eutrófico o hipertrófico).
Para describir el estado trófico de un ecosistema acuático pueden utilizarse criterios químicos
(concentración de nutrientes inorgánicos disueltos o totales en el agua), biológicos (concentración
de clorofila a, biomasa de plantas o presencia de especies indicadoras) y/o físicos (turbidez del
agua). Otros indicadores incluyen la tasa de producción primaria e índices de biodiversidad
Tabla 1. Clasificación trófica de lagos, con sus correspondientes concentraciones de fósforo, clorofila
y transparencia del agua (Vollenweider y Kerekes., 1982, Wetzel, 2001.)
Fósforo Total (μg. L-1)
Media Máximo
Clorofila a (μg. L-1)
Media Máximo
Profundidad Secchi (m)
Media Máximo
Ultra-oligotrófico <5 <4 <1 <2.5 >12 >6
Oligo – mesotrófico 5-10 4-10 <2.5 <8 >6 >3
Meso –eutrófico 10-30 10-35 2.5-8 8-25 6-3 3-1.5
Eutrófico 30-100 35-100 8-25 27-75 3-1.5 1.5-0.7
Hipereutrófico >100 >100 >25 >75 1.5 <0.7
2.4. Florecimientos
Las cianobacterias y las algas eucariotas del fitoplancton pueden crecer bruscamente bajo
determinadas condiciones ambientales aumentando su biomasa en valores significativos con
21
respecto a la concentración original. Este fenómeno se llama floración (en inglés: bloom)
(Smayda 1997).
Fig. 2: Florecimiento en Toma de agua de planta potabilizadora, Punta Lara, Ensenada.
Los factores que desencadenan las floraciones de las cianobacterias planctónicas son diversos y actúan
en forma combinada, esto se describirá en detalle en el punto 10 de esta introducción.
Cada floración está formada por una o pocas especies. El fenómeno puede generarse en períodos que
van desde pocas horas a varios días y desaparecer en un plazo similar. Sin embargo, algunas
floraciones de cianobacterias pueden permanecer por períodos más largos como todo el verano,
durante todo el año o incluso en forma permanente. Las floraciones de cianobacterias planctónicas
ocurren en los cuerpos de aguas continentales de todo el planeta (Chorus & Bartram 1999). Pueden ser
evidentes a simple vista por la coloración generalmente verde y la turbidez que le confieren al agua, o
por la presencia de acumulaciones o franjas densas superficiales. Si bien la frecuencia e intensidad de
22
las floraciones han aumentado en el mundo a consecuencia de las actividades humanas y el cambio
climático el fenómeno no es nuevo.
La alta biomasa concentrada en las floraciones sumada a la presencia de las cianotoxinas puede
representar un problema para los otros organismos del medio acuático y para el ser humano.
Se considera que existe un florecimiento algal, cuando las concentraciones celulares están en niveles
superiores a 20.000 células.ml-1, que se correspondería a 10mg.m-3 de clorofila a (Oh y col., 2001).
Aproximadamente, el 75 % de las floraciones de Cianobacteria pueden ser toxicas y a veces puede
estar presente más de una toxina (Chorus & Bartram 1999).
Es posible que en una floración se encuentren cepas de cianobacterias tóxicas y no tóxicas al mismo
tiempo. No existe un método simple para distinguir las cianobacterias tóxicas de las no tóxicas, factor
que aumenta la peligrosidad de las floraciones, haciendo necesario el control de las mismas para evitar
situaciones no deseadas (Falconer, 1999). La muerte de las cianobacterias, favorece la liberación de
las toxinas, por lisis celular (Shapiro, 1990).
Con relación a la presencia de florecimientos de cianobacterias en fuentes de abastecimiento de agua
para consumo humano, se ha informado su presencia en México dentro del lago de Chapala en el
estado de Jalisco y en Valle de Bravo en el Estado de México, de esta última se tienen registros de
florecimientos desde 1998 y de la presencia de microcistina-LR (toxina producida por especies de
Microcistys. La presa Valle de Bravo y los diferentes cuerpos de agua que conforman el sistema
Cutzamala, proveen cerca del 30% del agua potable a los habitantes (aproximadamente 6.000.000) de
la ciudad de México (Ramírez y col., 2001). En estos sitios, durante casi 6 meses al año, se aprecia la
presencia de florecimientos de cianobacterias, durante los meses de verano. Se detectó la presencia de
microcistina-LR en los meses de junio, septiembre y noviembre de 1999. Las concentraciones más
altas se observaron en el mes de junio con valores de 2551 mg.kg-1 de peso seco. El valor más bajo se
determinó en noviembre, cuando aparentemente el florecimiento estaba desapareciendo, donde el
valor máximo fue de 109 mg.kg-1, peso seco. En el año 2000, no se registraron florecimientos de
cianobacterias, pero en el 2001 1as concentraciones de microcistina–LR se incrementaron en los
meses de enero a julio y la mayor concentración que se obtuvo fue de 3761µg de toxina.g-1. Aunque en
23
agosto se identificó una disminución en la concentración de microcistina-LR, los niveles observados
en julio se alcanzaron en septiembre y octubre, disminuyendo nuevamente en noviembre. Una
situación similar podría presentarse en otros cuerpos de agua eutróficos, como es el caso del Lago de
Chapala, México (Martínez y col., 2002). Ante las evidencias, surge la necesidad de establecer un
programa de vigilancia y monitoreo en los cuerpos de agua, ya que por procesos de eutrofización es
posible que se den florecimientos de cianobacterias con niveles de Microcistina-LR mayores al valor
recomendado por la OMS para agua potable de 1 µg.L-1 (WHO, 1998).
2.5. Cianobacterias y su relación con sabor y olor en agua potable
La mayoría de los episodios de sabor y olor en agua potable se deben a la generación microbiana de
compuestos volátiles, fundamentalmente geosmina y 2-metilisoborneol (2MIB), que tienen olor
similar a “tierra mojada” o humedad. Los mismos son producidos por diversos organismos, entre ellos
bacterias filamentosas, actinomycetes y cianobacterias.
Los compuestos implicados en problemas de alteraciones del gusto y olor del agua por cianobacterias,
tal como el geosmina, en sí mismos no son un riesgo para la salud de seres humanos pero con efectos
tóxicos potenciales sobre otras especies (Höckelmann et al. 2009; Mochida 2009).
Las cianobacterias no excretan activamente compuestos tóxicos, sin embargo puede ocurrir que sus
toxinas sean liberadas al ambiente acuático por la lisis celular (ruptura celular). Por ejemplo, si a una
floración algal se le aplica un algicida, como el sulfato de cobre puede empeorarse la calidad del agua,
puesto que se produce la lisis celular y se difunden las toxinas al agua.
A pesar de que el tema ha sido muy estudiado en los últimos años, todavía existen dificultades en la
predicción, tratamiento y control de estos compuestos (Jüttner & Watson 2007).
Geosmina y 2MIB son alcoholes terciarios que presentan diversos isómeros con diferente potencia, lo
que agrega complejidad a su estudio y al desarrollo de capacidades analíticas. Las cianobacterias son
la fuente más frecuente de geosmina y 2MIB en el ambiente (Suikkanen et al. 2005), aunque solo unas
50 especies son productoras significativas de estos y otros compuestos orgánicos volátiles (Jüttner &
Watson 2007).
24
Los umbrales de detección de geosmina y 2MIB en humanos son notablemente bajos (menos
de 10 ng.L-1) por lo que los seres humanos los podemos percibir muy fácilmente. Se ha propuesto que
la detección de sabor y olor podría ser usada como indicador de la presencia de cianotoxinas en agua
potable. Sin embargo, no hay evidencia de que exista correlación entre la presencia de toxinas y los
compuestos que aportan sabor y olor (Chorus & Bartram 1999). A su vez, la ausencia de sabor y olor
no implica en absoluto la presencia o la ausencia de cianobacterias.
2.6. Cianotoxinas
Las cianobacterias producen una gran variedad de metabolitos secundarios, algunos de los cuales son
tóxicos para animales y el hombre conocidos con el nombre genérico de cianotoxinas (Leflaive &
Ten-Hage 2007). Estos compuestos pueden afectar la biota acuática y terrestre incluyendo a los seres
humanos (Sivonen & Jones 1999). Se dispone de numerosos registros de toxicidad y mortandad de
animales como consecuencia de estas toxinas, como por ejemplo aves acuáticas (Alonso-Andicoberry
et al. 2002) y ganado vacuno (Thomas et al. 1998; Stewart et al. 2008). Los antecedentes de toxicidad
en seres humanos son también abundantes siendo el ejemplo más conocido el trágico caso de un centro
de diálisis en Caruaru, Brasil, con más de setenta muertos (Azevedo et al. 2002).
La función que cumplen estas sustancias sigue siendo tema de investigación. Algunos autores han
aportado evidencias de que las cianotoxinas están relacionadas con la protección contra los
depredadores para evitar la competencia de algas del fitoplancton o plantas (Pflugmacher 2002;
Jang et al. 2007). Alternativamente, otros autores proponen que las mismas son metabolitos
secundarios sin función específica conocida (Babica et al. 2006). Por otra parte debe mencionarse que
las cianobacterias también producen otras moléculas cuyo rol es inhibir alguna función de potenciales
competidores (Briand et al. 2004).
La producción de toxinas varía con el ciclo de vida del organismo: poblaciones senescentes (ej.: con
30 días de cultivo) producen entre 8 y 15 veces más toxinas que las poblaciones de un día (Dyble et al.
2006). En muchos casos, condiciones ambientales de estrés pueden estimular su producción (Ross et
al. 2006). A su vez, puede suceder que para la misma especie de cianobacteria algunas cepas
25
produzcan toxinas y otras no (Quesada et al. 2004). Varias cianotoxinas están presentes en el interior
de la célula, siendo liberadas al medio en situaciones de lisis o ruptura celular, lo que ocurre en el
proceso de senescencia natural o por acción de factores ambientales (Chorus & Bartram 1999). Por
ejemplo, las floraciones de cianobacterias pueden tener una duración de pocos días y sobre el final de
la floración, cuando las células comienzan a morir, se pueden registrar los máximos de cianotoxinas
disueltas en el agua. Por este motivo, los métodos de remoción de cianobacterias que impliquen lisis
celular pueden ser contraproducentes ya que favorecen la liberación de las toxinas al medio acuático.
Una vez liberadas al ambiente, las cianotoxinas tienen una persistencia variable (pocos días a meses)
antes de ser biodegradadas o destruidas mediante fotólisis o biodegradación por bacterias. La
destrucción fotoquímica de las microcistinas se acelera por la presencia de pigmentos celulares
hidrosolubles (ficobiliproteínas) y de ácidos húmicos, pudiendo alcanzar, en condiciones de alta
radiación solar, una destrucción de hasta el 40% en un día (Chorus & Bartram 1999), (Edwards et
al.2008).
2.7. Tipos de cianotoxinas, modos de acción y efectos
Para evaluar el riesgo específico de las toxinas de cianobacterias es necesario comprender sus
propiedades químicas y físicas, su ocurrencia en las aguas y los factores que regulan su producción y
su desaparición en el ambiente. En términos de estructura química, las cianotoxinas se dividen en:
péptidos cíclicos, alcaloides y lipopolisacáridos. Los mecanismos de toxicidad son muy diversos y
varían desde efectos hepatotóxicos, neurotóxicos (Tabla 2) y dermatotóxicos hasta la inhibición
general de la síntesis proteica (Sivonen & Jones 1999).
Las cianobacterias también producen lipopolisacáridos (LPS), que son componentes de la membrana
celular formados por carbohidratos (normalmente hexosas) y lípidos (ácidos grasos). Los LPS son
endotoxinas pirogénicas también llamadas dermotoxinas capaces de producir irritaciones en la piel,
efectos gatrointestinales y alergias (Kuiper-Goodman et al. 1999; Giannuzzi et al. 2009). Sin embargo,
aunque los LPS son ampliamente citados en la literatura como responsables de estos efectos, se
reconoce la necesidad de más estudios de investigación para establecer su toxicidad y efectos
26
biológicos (Stewart et al. 2006). Recientemente, se ha sindicado al aminoácido no proteico β-metil
amino alanina (BMAA), producido por gran variedad de cianobacterias, como una nueva cianotoxina
neurotóxica (Cox et al. 2005) que podría ser agente causal de algunos trastornos degenerativos en
seres humanos incluyendo el síndrome complejo de esclerosis lateral amiotrópicademencia
parkinsoniana, muy común en poblaciones de Guam (isla del Pacífico occidental).
Tanto en floraciones de cianobacterias de agua dulce como salobre, las cianotoxinas más frecuentes
son las microcistinas y las nodularinas.
Las microcistinas (MCs) son una familia de más de 80 heptapéptidos cíclicos, que por su modo de
acción (Tabla 2) provocan el colapso de la organización tisular hepática, necrosis y hemorragia intra-
hepática (van Apeldoorn et al. 2007). También se ha descripto que la ingestión crónica de pequeñas
dosis puede tener efecto promotor de tumores a largo plazo (Svircev et al, 2009). Recientemente se ha
informado que el riñón es otro tejido blanco que puede ser atacado por las microcistinas (Humpage
2008; Dias et al. 2009). En el caso de la microcistina LR (MCLR), se ha determinado que
concentraciones micromolares (10 μM) dañan claramente los procesos celulares básicos en células
HaCaT (queratinocitos humanos) y por tanto, esta microcistina es queratinotóxica. Estas toxinas son
relativamente estables y resistentes a la hidrólisis y oxidación por lo que pueden perdurar por largos
períodos en el cuerpo de agua.
La cylindrospermopsina es un alcaloide inhibidor de la síntesis proteica que produce severas lesiones
necróticas en diversos órganos de mamíferos (Tabla 2) pudiendo además causar efectos genotóxicos
severos (Cox et al. 2005). Esta toxina es muy común en el género Aphanizomenon y en
Cylindrospermopsis raciborskii, de reciente aparición en nuestro país (Vidal & Kruk 2008), aunque no
se ha registrado esta toxina en las cepas americanas (Haande et al. 2008). Es estable en el ambiente y
pueden ser tolerantes a la biodegradación por bacterias.
Las saxitoxinas son alcaloides de alta toxicidad (Tabla 2), que presentan igual estructura química y
mecanismo de acción que las provenientes de los dinoflagelados marinos que forman las mareas rojas
(Chorus & Bartram 1999). Son compuestos estables que pueden perdurar en el ambiente de dos a tres
27
meses (Cybis et al. 2006). Las cepas americanas de Cylindrospermopsis raciborskii son productoras
de saxitoxinas (Castro et al. 2004).
Otras cianotoxinas de la familia de los alcaloides, no tan bien caracterizadas, son las aplisiatoxinas y la
lyngbyatoxina-a (encontradas en: Lyngbya, Schizothrix y Oscillatoria) potentes promotores de
tumores, activadores de la proteína quinasa C, producidas por cianobacterias bentónicas marinas, en
particular Lyngbya majuscula (Osborne et al. 2001).
Los seres humanos se exponen a las cianotoxinas por diversas vías. La más relevante es la vía oral, ya
sea por ingestión de agua de consumo, alimentos, suplementos dietéticos o por ingestión durante
actividades recreativas. Otras vías de exposición pueden ser el contacto directo de partes del cuerpo
(ejemplo: en baños de recreación) o por inhalación de agua con toxinas o células de cianobacterias.
Debido a su carácter hidrofílico, en general, las cianotoxinas no penetran a través de la piel pero
pueden producir irritación de piel y mucosas (Chorus & Bartram 1999). Probablemente muchos casos
de enfermedades causadas por las cianotoxinas no son bien documentadas, ya que los pacientes o los
médicos no asocian los síntomas con estas sustancias. Algunos de los síntomas más comunes, que
pueden deberse a la exposición a una o varias toxinas son muy inespecíficos e incluyen: vómitos,
diarreas, irritaciones en la piel y mucosas, dolor abdominal y cefaleas (Chorus & Bartram 1999).
Tabla 2: Metabolitos tóxicos que se han identificado hasta la fecha sintetizados por diversos géneros
de cianobacteria, junto con sus órgano blanco primarios en seres humanos. Modificado de Chorus and
Bartram, 1999.
Grupo de toxinas y toxinas
Principal órgano blanco en mamíferos
Géneros de cianobacteria productoras de toxinas
Péptidos cíclicos Microcistinas Heptapéptidos (más de 80 variantes)
Hígado Inhiben las proteina-fosfatasas hepáticas, induciendo la hiperfosforilación de filamentos del citoesqueleto
Microcystis, Anabaena, Planktothrix (Oscillatoria), Nostoc, Hapalosiphon, Anabaenopsis, Aphanocapsa
Nodularina Pentapéptido cíclico
Hígado Similar a Microcistina
Nodularia
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(aprox. 8 variantes) Alcaloides
Anatoxina-a Alcaloides (2 variantes)
Bloquea los receptores nicotínicos y colinérgicos postsinápticos neuromusculares Mimetizan la acción de la acetilcolina
Anabaena, Planktothrix (Oscillatoria), Aphanizomenon Phormidium Raphidiopsis
Anatoxina-a(S) Organofosforado natural
Inhibe la actividad de la acetilcolinesterasa, mas tóxica que la anatoxina-a
Anabaena
Aplysiatoxins
Piel Lyngbya, Schizothrix, Planktothrix (Oscillatoria)
Cylindrospermopsinas Alcaloide guanidínico cíclico (aprox. 3 variantes)
Hígado Inhibe la síntesis proteica. Efecto predominantemente hepatotóxico Produce severas lesiones necróticas en hígado, riñón, pulmón, bazo e intestino de mamíferos
Cylindrospermopsis,, Aphanizomenon,(Umezakia) Anabaena Raphidiopsis Lyngbya
Lyngbyatoxin-a,
Piel, tracto gastrointestinal
Lyngbya
Saxitoxinas Alcaloides carbamatos no sulfatados (saxitoxinas), monosulfatados (goniautoxinas) o disulfatados (Ctoxinas) (aprox. 20 variantes
Inhibe la transmisión nerviosa a través del bloqueo de los canales de sodio en las células induciendo parálisis muscular
Anabaena, Aphanizomenon, Lyngbya, Cylindrospermopsis Raphidiopsis
De todas las toxinas producidas por las cianobacterias toxígenas, las microcistinas son las de mayor
relevancia en nuestro medio debido a que sido detectada en aguas recreacionales del Río de la Plata en
diferentes oportunidades (Echenique 2008). Por esa razón se describe las microcistinas en detalle en el
punto siguiente.
29
2. 8. Microcistinas
Todas las variantes estructurales de microcistinas tóxicas, contienen un único aminoácido hidrofóbico,
el ácido 3-amino, 9-metoxi,10-fenil,2,6,3-trimetil-deca-4(E),6(E)-dienoico (ADDA). El compuesto
prototipo es la microcistina-LR, que tiene leucina y arginina en las dos posiciones hipervariables de la
estructura en anillo.
Estas toxinas, son producidas por una amplia variedad de cianobacterias platónicas incluyendo
Microcystis aeruginosa, M. viridis, M. ichthyoblabe, M. botrys, Planktothrix argardhii, P, rubescens,
P. Mougeotii, Anabaena flos-aquae, A. Circinalis, A. Lemmermannii, Nostoc sp. y Snowella lacustris.
Las especies mas frecuentemente citadas como productoras de toxinas son M. aeruginosa y especies
de Planktothix. La producción de microcistinas, ha sido ligada también a algunas especies bénticas:
Haphalosiphon hibernicus y Oscillatoria limnosa.
Fig.3: Molécula de Microcistina-LR
La intoxicación aguda con MCs se caracteriza por un importante daño al hígado, debido a las
alteraciones del citoesqueleto, apoptosis y amplias necrosis de hepatocitos causadas por la toxina, que
derivan en hemorragias intrahepáticas seguida de muerte debida a congestión hepática y shock
hipovolémico. La hepatitis tóxica aguda asociada con los fenómenos de floraciones cianobacterianas
N-metil-dehidroalanina
acido 3-amino-9-metoxi-2,6,8-trimetil-10-fenildeca-4 6-dienoico (ADDA)
arginina
leucina
D-Alanina
acido D-glutamico
Acido D- metilaspartico
30
es ahora reconocida como una Toxicosis Cianobacteriana a raíz de la intoxicación de mas 150
personas y la muerte de 56 de ellas registrada en Caruarú, Brasil, en 1996.
Sin embargo, debemos tener en cuenta de manera especial la exposición de tipo crónico, la cual hasta
el momento no ha sido suficientemente estudiada.
Esto resulta particularmente importante debido a que la intoxicación crónica sería la forma más
probable de exposición para la población, teniendo en cuenta las situaciones antes expuestas en las
cuales se produce el contacto población-toxina. La exposición crónica se caracteriza por una amplia
gama de daños hepáticos, entre los que destacan, vacuolización citosólica, necrosis celular puntual y
promoción de tumores.
Las microcistinas son reconocidas como sustrato por proteínas transportadoras de aniones orgánicos y
por proteínas transportadoras de ácidos biliares. En consecuencia, son absorbidas eficientemente en el
intestino y ejercen un organotropismo predominantemente hepático aunque también se han informado
efectos tóxicos en intestino y riñón. El estudio de la distribución en los tejidos, usando toxinas radio-
marcadas, ha confirmado al hígado como principal sitio de la acumulación de toxinas y que el nivel de
toxinas en este órgano permanece constante por mas de 6 días postratamiento. Los ácidos biliares, y
los compuestos que bloquean la entrada de ácidos biliares, inhiben el ingreso y toxicidad de la
microcistina en el hígado. Ha sido demostrada la formación de metabolitos de glutation de MC-LR y
MC-RR. La toxina es liberada nuevamente al torrente sanguíneo unida covalentemente a cisteína y así
es eliminada en la orina. Una pequeña proporción es eliminada vía heces.
El efecto primario agudo de la inhibición de la proteína fosfatasa es la hiperfosforilación de muchas
proteínas celulares incluyendo el citoesqueleto hepatocelular, lo que causa pérdida de contacto célula-
célula y hemorragia intrahepática. La muerte se debe al un shock hipovolémico. Otros efectos incluyen
alteraciones de la permeabilidad de la membrana mitocondrial, generación de especies reactivas al
oxigeno (ROS), inducción de la apoptosis, probablemente debida a una perdida del control de la
fosforilación regulatoria y desarrollo de neoplasias.
En base a estudios con animales, se determinó el Nivel de Efectos Adversos No Observables (NOAEL
según sus siglas en inglés) de 40 μg.kg-1. Para determinar la IDT (Ingesta Diaria Tolerable) al NOAEL
31
se le aplica un factor de seguridad (FS) de 1000. Considerando que la ingesta de estas toxinas por
consumo de agua sería el 80 % del total se aplica un factor P de 0.8 y se estima un peso promedio de
60 kg y un consumo promedio de 2 litros.dia-1 de agua por persona. La ecuación que utilizó la OMS
para determinar la concentración de microcistinas recomendada en agua potable es:
IDT vía agua potable = (NOAEL * P * peso corporal)/FS* L
La IDT así calculada es 0.96 μg.L-1 que se redondea en el Valor Guía de 1 μg.L-1 de microcistina-LR
o su equivalente en otras variantes. Sin duda que más estudios son necesarios para confirmar los
niveles propuestos por la OMS de hecho varios países proponen en su legislación valores de 0.5 μg.L-
1. Además de dilucidar su posible acción cancerígena, que de confirmarse significaría entre otras cosas
que no hay posible Valor Guía y que las Microcistinas deberían estar completamente ausentes en el
agua potable.
Las neurotoxinas menos frecuentes en ecosistemas acuáticos, no presentan el mismo riesgo a la
exposición crónica que las microcistinas. Las neurotoxinas tales como las anatoxina-a, anatoxina-a(s)
y saxitoxinas son altamente tóxicas. Afectan al sistema nervioso interrumpiendo las transmisiones
eléctricas vitales del nervio y la función cerebral, mediante la inhibición de la acetilcolinesterasa.
Pueden producir parálisis cardio-respiratoria cuando se concentran y tienen un corto tiempo medio de
vida. La anatoxina-a(s) es el único organofosfato natural que se conoce, produce salivación excesiva,
calambres, temblores, diarrea, vómitos y una muerte sumamente rápida. En algunas floraciones
alcanzan niveles neurotóxicos agudos para un ser humano que tan sólo ingiere un sorbo. Sin embargo,
existe creciente evidencia de que su presencia en lagos y ríos, en general, no es tan frecuente como el
caso de las microcistinas. Luego de ingerir una dosis subletal de estas neurotoxinas, la recuperación es
total y hasta la fecha, no se ha observado ningún efecto crónico (Carrasco y col., 2006). Por lo tanto,
en base a la evidencia se consideran menos peligrosas que las microcistinas o la cylindrospermopsina,
las que pueden provocar un daño permanente. Exposiciones a dosis agudas de neurotoxinas, causan la
32
muerte en pocos minutos u horas, dependiendo de la especie, cantidad de toxina ingerida y la cantidad
de alimento en el estómago.
2. 9. Intoxicaciones con cianotoxinas
2.9.1. Intoxicación en una unidad de hemodiálisis en Carurú, Brasil
En 1996 ocurrió la tragedia en un centro de diálisis brasileño donde murieron más de 50 pacientes a
causa de agua contaminada con cianotoxinas. Básicamente, este centro era el más grande de dos
clínicas de diálisis en la Ciudad de Carurú, capital del estado brasileño de (Pernambuco, Brasil), el
cual se abastecía de agua desde un embalse situado a 40km de distancia. Después del tratamiento de
diálisis practicado a pacientes del principal centro la mayoría de ellos experimentaron signos y
síntomas de neurotoxicidad y hepatotoxicidad aguda (Carmichael, 1996). Las muertes alcanzaron a un
total de 52. Los estudios llevados a cabo por las Autoridades Médicas en Pernambuco y del Centro
para el Control de Enfermedad en Atlanta, Georgia, permitieron describir los patrones de la
enfermedad, como “Síndrome de Carurú” (Carmichael y col., 2001; Jochimsen y col., 1998).
La falla característica del hígado indicaba que los pacientes habían sido expuestos a una hepatotoxina
durante la diálisis. La semejanza de los síntomas y la patología de las víctimas condujeron a la
conclusión, que el principal factor que contribuyó con la muerte de los pacientes fue debido a la
exposición intravenosa de microcistinas, específicamente la microcistina-LR y -AR, grupo de toxinas
producidas por especies del género Microcystis sp., ya que, la exposición por vía oral no da lugar a
respuestas agudas (Pouria y col., 1998).
A pesar, de no haber realizado un conteo de algas a la hora del incidente, bajos números de
Microcystis sp. y Cylindrospermopsis sp. estaban presentes a la hora de la investigación. También, en
el estudio se pone en evidencia la presencia de microcistinas en el agua del depósito, el vehículo de
entrega, el tanque de almacenaje de agua, en el equipo de tratamiento de la centro y en muestras de
hígado de pacientes fallecidos a concentraciones de microcistinas 0.18 g.Kg-1 de hígado, con
volúmenes de exposición que llegaban a 19.5 µg.L-1 de Microcistinas de agua usada para tratamientos
de diálisis (hasta 150 litros de agua se utilizan para el tratamiento de diálisis y el mismo se puede dar
33
hasta 3 veces por semana) (Carmichael, 1996). Ésta concentración resulta 19.5 veces mayor que el
nivel sugerido por la Organización Mundial de la Salud, como agua potable segura (1µg.L-1).
El tratamiento de hemodiálisis representa una ruta de exposición de riesgo elevado, debido que las
cianotoxinas, al entrar directamente al sistema circulatorio, pueden conducir a síndromes clínicos
fatales. Éste incidente, fue el primer reporte de exposición a toxinas cianobacteriales en seres humanos
y representa el número más grande de muertes documentadas del envenenamiento por cianotoxinas.
2.9.2. Sintomatología del Síndrome Caruaru
El síndrome de Carurú se caracteriza por la hepatomegalía, ictericia y diátesis de la sangre, que es
manifestada por la equimosis, la epistaxis y hemorragia; elevados niveles de transaminasas,
hiperbilirrubinemia variable, prolongados tiempos de la protrombina e hipertrigliceridemia severa.
Asimismo, se expresa en la modificación de las células del hígado, necrosis, apoptosis, colestasis,
vacuolización citoplásmica, hepatocitos multinucleados y edema intracelular, cambios a nivel
mitocondrial, lesiones ásperas y lisas del retículo endoplasmatico que se observan con microscopia
electrónica (Konst y col., 1965).
2.9.3. Otras intoxicaciones agudas informadas en seres humanos
En 1931 un florecimiento masivo en EEUU de Microcystis sp, en los ríos Ohio y Potomac afectó a
unas 8.000 personas que consumían agua potable procedente de estos ríos, ya que el tratamiento de
potabilización (precipitación, filtración y cloración) no resultó suficiente para remover las
cianotoxinas. Por otro lado, numerosos casos de afecciones gastrointestinales fueron informados,
luego de la exposición masiva a toxinas de cianobacterias (Schwimmer y col., 1968). En Washington
DC, un florecimiento de cianobacterias en un reservorio utilizado como fuente de abastecimiento de
agua potable, produjo el ataque endotóxico de 23 pacientes de diálisis. Carmichael (1994) estudio
casos de náuseas, vómitos, diarrea, fiebre, infecciones al ojo, oído y garganta por exposición masiva
de cianotoxinas, también en los EEUU.
34
En Palm Island (Australia) debido al tratamiento con sulfato de cobre de un embalse empleado como
fuente de abastecimiento de agua potable, que presentaba un florecimiento de Cylindrospermopsis
raciborskii, se produjo la liberación de toxinas al agua, afectando gravemente la salud (incluida
hospitalización) a 141 personas que se abastecían de este cuerpo de agua (Bourke y col, 1968). Otro
caso aconteció en la ciudad de Armidale, en donde los niveles de enzimas hepáticas eran elevadas en
la sangre de la población que se abastecía de agua desde un ambiente donde se encontraba un
desarrollo masivo de Microcystis sp.
En China la incidencia de cáncer de hígado, fue claramente relacionada con fuentes de agua, siendo
considerablemente mayor en poblaciones que usaban fuente de aguas superficiales afectadas con
floraciones de cianobacterias, que aquellas que utilizaban, para su abastecimiento, aguas subterráneas
(Ueno y col., 1996).
Cerca de Malmö en Suecia, el uso ilegal de aguas no tratadas de un río próximo a una fábrica
azucarera, ocasionó la alteración en el suministro de agua potable durante algunas horas. El agua del
río estaba densamente poblada con Planktothrix agardhii. Las muestras tomadas poco antes y después
del incidente mostraron que estas cianobacterias contenían microcistinas. De los 304 habitantes del
pueblo, 121 personas (así como algunos perros y gatos) experimentaron vómitos, diarrea, calambres
musculares y náuseas (Cronberg y col., 1997).
En el presente trabajo de tesis se focalizarán los estudios a las cianobacterias y cianotoxinas como es
Microcystis sp y a microcistina, debido a que resultan de interés toxicológico en aguas en nuestro
medio (Río de la Plata) siendo detectadas por primera vez por el grupo de investigación que desarrolla
la presente tesis en el año 2004.
2.10. Factores que regulan el crecimiento de cianobacterias y la formación de cianotoxinas
La dinámica poblacional de las cianobacterias está influenciada por factores físicos, químicos y
biológicos del agua (Watanabe y col., 1995). Resultado de la óptima conjunción de estos factores,
suelen ocurrir desarrollos masivos de especies de cianobacterias, los que en ocasiones suelen estar
asociados a la presencia de cianotoxinas (hepatotoxinas y/o neurotoxinas) (Sivonen, 1996).
35
2.10.1. Disponibilidad de luz
En algunas situaciones, las cianobacterias tienen la facultad de dominar el fitoplancton gracias a su
capacidad para explotar intensidades de luz muy bajas o altas, optimizar la fotosíntesis mediante la
flotación en la columna de agua, soportar amplios rangos de temperatura, crecer en ambientes
crónicamente deficientes en nutrientes y resistir la depredación debido a su capacidad de sintetizar
toxinas y a su plasticidad morfológica (Fig. 4). Esta flexibilidad fisiológica y morfológica
generalmente incide en la modificación de su ambiente y en el establecimiento de las poblaciones. A
continuación evaluaremos las principales características fisiológicas y ecológicas que facilitan la
dominancia de las cianobacterias en los ecosistemas acuáticos.
Fig 4. Efecto de los factores abioticos y bioticos, simplificados como positivos (+) y negativos (-), en
el crecimiento de las cianobacterias planctonicas de los ecosistemas limnicos (Aubriot, 2009).
La intensidad de la luz resulta un factor importante en la dinámica de Microcystis aeruginosa.
La toxicidad de esta especie se incrementa, con un leve incremento de la intensidad de la luz, en 40
microeinstein.m-2.seg-1, por lo tanto, la toxicidad decrece cuanto más profunda se encuentre la
36
cianobacteria en la columna de agua. Cada especie en particular, presenta condiciones de luz óptimas
para el crecimiento (Utkilen, y col., 1992).
En respuesta a esto, muchas especies de cianobacterias regulan la flotabilidad, para adaptarse a las
condiciones de luz más adecuadas. La flotabilidad es controlada principalmente por la producción de
carbohidratos a partir de la fotosíntesis. Este mecanismo de control deja de funcionar cuando la
concentración de dióxido de carbono es muy baja. A pesar que la flotabilidad no puede ser controlada
por la noche, estos organismos flotan en la superficie debido a su reducido contenido en carbohidratos
como resultado de la respiración nocturna (De León, 2002).
2.10.2. Zona de mezcla
La luz que recibe el fitoplancton (microalgas y cianobacterias) en un cuerpo de agua depende
de la profundidad de la zona iluminada, pero también de la profundidad hasta donde se produce la
mezcla hidrológica de la columna de agua (Fig. 5).
2.10.3. Zona eufótica y zona de mezcla en la columna de agua
La capa superior iluminada de la columna de agua se conoce como zona eufótica y su límite (Zeu)
está definido como la profundidad a la que llega el 1% de la luz subsuperficial (Kirk 1994). El 1% de
la luz subsuperficial es un valor convencional y de referencia, en el cual se espera que la producción
primaria neta sea igual a cero (punto de compensación).
La profundidad de la zona de mezcla (Zm) es la capa de agua por arriba de la termoclina que puede
ser mezclada por la acción del viento. En los lagos que no están estratificados, la zona de mezcla
abarca toda la columna de agua (Zm = Z).
La relación entre la zona eufótica (Zeu) y la zona de mezcla de la columna de agua (Zm) es un
indicador del régimen de luz experimentado por los organismos sometidos al movimiento del agua.
Basándose en el cociente Zeu/Zm, es posible separar ambientes en los que Zeu ≈ Zm y aquellos con
Zeu > Zm o Zeu < Zm. En el primer caso, si bien la luz no alcanza toda la columna de agua, no llega a
limitar significativamente el crecimiento (diagrama 1). Este es el caso de lagos someros productivos,
37
frecuentemente mezclados, en los que generalmente dominan organismos filamentosos no
agregados como Planktothrix agardhii.
En el caso que ocurran estratificaciones por períodos más prolongados, lo que coincide con una mayor
profundidad de los sistemas, pueden verse favorecidas las formas coloniales mucilaginosas de gran
tamaño (ej. Microcystis aeruginosa).
En lagos más profundos y menos productivos, la luz alcanza toda la zona de mezcla y suele
ocurrir una fuerte estratificación estacional. En estos lagos pueden desarrollarse poblaciones de
cianobacterias metalimnéticas (concentradas en un rango estrecho de profundidad sobre la
termoclina) como los géneros Planktothrix, Anabaena o Aphanizomenon (Oliver & Ganf 2000)
Si el cociente Zeu/Zm es ≥ 1 (Fig. 5 diagrama 1 y 2), los organismos estarán circulando en la zona
iluminada del lago, mientras que los valores menores a 1 son indicadores de condiciones de luz
potencialmente limitantes para el crecimiento (Fig. 5 diagrama 3) (Kirk 1994).
Fig. 5. Zona eufótica y zona de mezcla en la columna de agua
Como la intensidad de la luz disminuye exponencialmente en la columna de agua y su calidad
espectral cambia, las cianobacterias pueden utilizar parte de esta energía lumínica en rangos del
espectro que no son utilizados por otros grupos (Jeffrey et al. 1997).
En el otro extremo, algunas cianobacterias (ej: Microcystis sp.) pueden tolerar la radiación solar
prácticamente directa y crecen y se acumulan próximas a la superficie del agua
38
Esta tolerancia se basa en su capacidad de alcanzar la saturación de la fotosíntesis a valores de
irradiancia altos (I > 200 μmol fotón m-2s-1) y a la síntesis de sustancias fotoprotectoras como los
aminoácidos del tipo micosporina (MAA) y los carotenoides que desvían el exceso de energía
(Sommaruga et al. 2008).
Las plantas sumergidas pueden ser los productores primarios dominantes en sistemas eutróficos
someros en determinadas condiciones en donde el cuerpo de agua se mantendrá transparente y con
escaso fitoplancton y cianobacterias (Scheffer 2007). Por otro lado, las plantas flotantes pueden
colonizar exitosamente ambientes eutróficos en algunas condiciones particulares, cubriendo parcial o
totalmente la superficie del cuerpo de agua provocando el sombreamiento sobre las cianobacterias y
microalgas del fitoplancton (Fig. 4).
El desarrollo de estas macrófitas ocurre mayormente en ecosistemas tropicales y subtropicales de
aguas con escasa turbulencia (Moss 1998; Meerhoff et al. 2007a). Además, estas plantas pueden
producir sustancias alelopáticas que inhiban el desarrollo del fitoplancton. En estos casos, puede
existir una fuerte limitación lumínica que impida el desarrollo de las cianobacterias.
2.10.4. Temperatura
El rango de temperatura a la que generalmente se produce la tasa máxima de crecimiento se encuentra
entre 25 y 30ºC, según resultados experimentales con cultivos de cianobacterias (Reynolds 2006).
Entre el 0ºC y el valor óptimo para cada organismo, se produce un incremento de la tasa de
crecimiento en función de la temperatura. Por encima del rango de temperatura óptima ocurre una
disminución abrupta de la tasa de crecimiento. Generalmente se considera que las cianobacterias
prefieren temperaturas más altas que las algas eucariotas (Dokulil & Teubner 2000). Sin embargo, los
rangos óptimos de temperatura de las cianobacterias no termofílicas serían similares a los rangos de
las algas eucariotas, por lo que no habría diferencias en cuanto a la preferencia de la temperatura.
Por otro lado, las cianobacterias son dominantes en numerosos ecosistemas acuáticos polares, tanto
en el bentos formando gruesas matas, como en el fitoplancton, debido a su tolerancia a un amplio
rango de temperatura (Vincent 2000).
39
La alta temperatura, además, no sería la causa per se de una floración, sino que las altas temperaturas
estarían asociadas con otros fenómenos como la estratificación térmica y cambios en la profundidad de
la zona de mezcla, lo que puede favorecer el desarrollo de cianobacterias con vesículas de gas (Oliver
& Ganf 2000; Paerl & Huisman 2009). Estos efectos se podrían ver potenciados en el contexto del
cambio climático global.
El aumento de la temperatura y los cambios en los patrones de precipitación pueden tener efectos
sinérgicos significativos sobre los procesos de eutrofización en los ecosistemas acuáticos. Sin
embargo, las evidencias no son definitivas, y mientras algunos estudios informan un posible aumento
de la biomasa algal como consecuencia del aumento de la temperatura, otros datos apoyan la
posibilidad de que las plantas acuáticas sean favorecidas bajo este escenario.
Estudios en campo en períodos prolongados de tiempo indican que algunas cianobacterias podrían ser
beneficiadas por el aumento de la temperatura (Regnols, 2006), si bien esto sigue siendo controversial.
Otra evidencia indica que, en zonas templadas, el aumento estival de la estabilidad de la columna de
agua por el incremento de la temperatura también resultaría en un factor de fomento de la dominancia
de cianobacterias.
Según Parra y col. (1986), la temperatura óptima para la producción de toxinas se encuentra entre los
20 y 25ºC, lo que indicaría que las cianobacterias serían más tóxicas durante períodos de temperaturas
cálidas y en áreas tropicales.
2.10.5. Disponibilidad de nutrientes.
El protoplasma celular de las algas eucariotas y las cianobacterias, requiere de aproximadamente 20
elementos químicos para la formación de la nueva biomasa, algunos de ellos necesarios en grandes
cantidades (H, C, O y N) y otros en cantidades pequeñas (P, S, K, Na, Ca, Mg y Cl). Un conjunto de
nutrientes que intervienen en el metabolismo (como por ejemplo la estructura de enzimas) son
requeridos en concentraciones traza (Si, Fe, Mn, Mo, Cu, Co, Zn, etc.). Los elementos que
generalmente limitan el crecimiento del fitoplancton pueden ser N, P, Fe, (Si, en el caso de las
diatomeas) o algún micronutriente.
40
Los distintos factores ambientales intervienen continuamente en el desarrollo de un ecosistema, tanto
sea en las poblaciones, el número de individuos como también a nivel celular, en donde ocurre una
dependencia cualitativa y/o cuantitativa de la ultraestrutura de las cianobacterias.
El metabolismo de las microalgas lleva en determinados casos de disponibilidad de nutrientes, a que se
observen inclusiones intracelulares de gránulos de polifosfato (depósitos intercelulares de fósforo),
gránulos de glicógeno, glóbulos de lípidos, carboxisomas y gránulos de cianofícinas.
El carbono no es el factor limitante para el fitoplancton debido a los aportes de CO2 atmosféricos y del
sedimento aportado por la mayoría de las microalgas que poseen sistemas de transporte activo. Sin
embargo, las altas tasas fotosintéticas pueden disminuir la concentración de CO2 disuelto con lo que el
pH aumenta debido a que disminuye el ácido carbónico disuelto. Este aumento de pH genera
bicarbonato (HCO3-) constituya la forma más abundante de carbono inorgánico. En estos casos puede
ocurrir la limitación del crecimiento de las cianobacterias que solo puedan asimilar CO2 y no otra
forma de carbono. Sin embargo, muchas de las cianobacterias y algunas algas eucariotas contienen la
enzima anhidrasa carbónica y pueden recurrir al HCO3- como fuente alterativa de carbono inorgánico
(Graham y col., 2009). Es así que pueden competir muy bien en lagos eutrofizados donde el pH alto
es característico.
Otros factores que contribuyen a un incremento del pH pueden estar dados por las características
naturales del sistema (aguas duras) o por los efectos del crecimiento de la comunidad fitoplanctónica.
En este sentido, la incorporación de CO2 disuelto en el agua mediante la fotosíntesis por fijación en los
carboxisomas y a través de la enzima RuBisCo, determina un cambio en la concentración de iones
debido a la disminución del carbono disponible.
RuBisCo es la forma abreviada con que normalmente se designa a la enzima cuyo nombre completo
es ribulosa-1,5-bisfosfato carboxilasa oxigenasa. Esta enzima tiene un doble comportamiento que
justifica su nombre, catalizando dos procesos opuestos. Primero la fijación del CO2 a una forma
orgánica, lo que justifica su clasificación como carboxilasa. Segundo, la fotorespiración, en la que
actúa como oxigenasa del mismo sustrato. La RuBisCO es la proteína más abundante en la biosfera.
41
Las cianobacterias fueron las especies dominantes sobre otras especies al reducir las concentraciones
de CO2 a niveles por debajo de lo que podían utilizar los otros organismos (Hyenstrand y col. 1998).
El nitrógeno es un elemento esencial en la composición de aminoácidos, de bases nitrogenadas y de
las reservas celulares que se restringen a proteínas ricas en nitrógeno También es necesario para la
síntesis de las vesículas de gas, lo que no es una dificultad para las especies de cianobacterias que
pueden fijar N2 atmosférico. El nitrógeno puede ser obtenido del agua a través de la incorporación
activa como NH4+, NO2
- y NO3- (o nitrógeno inorgánico disuelto, NID). Dependiendo de la fuente de
N, la fijación o asimilación puede requerir de varias etapas para reducirlo y es por ello que el NH4+ es
la fuente de nitrógeno energéticamente menos costosa de metabolizar. El nitrógeno puede escapar del
ecosistema hacia la atmósfera como gas (óxido nitroso N2O o N2), resultado de la desnitrificación
bacteriana producida en ambientes con zonas anóxicas. Como consecuencia el nitrógeno puede ser un
limitante del crecimiento fitoplanctónico (Arrigo, 2005). Además, las cianobacterias tienen un rol
crucial como componentes significativos en el ciclo del nitrógeno y productos primarios en muchas
áreas de los océanos.
La capacidad de fijar nitrógeno atmosférico es generalmente considerada como una ventaja de las
cianobacterias que utilizan esta fuente por sobre las algas eucariotas para crecer en ambientes pobres
en nitrógeno. Para la fijación de N2 se requiere del complejo enzimático nitrogenasa que reduce a
NH4+ con la incorporación de un grupo amino a la glutamina, y esta localizado en los heterocitos
aunque hay algunas especies filamentosas no heterocíticas que también tienen la enzima y podrían
fijar N2.
Debido a que la enzima nitrogenasa es rica en Fe (Karl, 2002), la fijación de nitrógeno estaría
asociada a la disponibilidad de este micronutriente. Por lo tanto, este proceso implica un alto costo
energético y la posibilidad de una co-limitación por Fe y fósforo.
Basándose en el desarrollo de experimentos, (Blomqvist 1994) se ha propuesto la hipótesis que la
fuente de nitrógeno puede explicar la dominancia de las cianobacterias. De este modo las
cianobacterias no fijadoras son favorecidas por el NH4+ como es para el caso de Oscillatoria
42
(Planktothrix), en cambio cuando la fuente de nitrógeno es NO3- ocurre el desarrollo de fitoplancton
eucariótico. Finalmente cuando hay escasez de nitrógeno predomina el crecimiento de cianobacterias
fijadoras de nitrógeno.
El fósforo es un componente esencial del metabolismo celular que forma enlaces de alta energía, se
libera en reacciones enzimáticas y es un elemento en la estructura de moléculas de ácidos nucleicos y
las membranas celulares. Las cianobacterias poseen una gran capacidad de almacenamiento de
fósforo, elemento limitante de la producción en sistemas acuáticos continentales. En algunos casos el
fósforo almacenado les permite llevar a cabo de 2 a 4 divisiones celulares (Long 2001), es por ello
que resultan ser enormemente competitivos en estos ambientes.
Los altos requerimientos de fosfato (PO43-) del fitoplancton, combinado con un suministro ambiental
restringido en relación a los otros nutrientes, determina que el fósforo sea el principal elemento
limitante del crecimiento fitoplanctónico en ambientes límnicos. El fosfato disponible es rápidamente
incorporado y utilizado por los organismos. Como resultado, la concentración de fosfato ambiental
decrece hasta un nivel estacionario, llamado valor umbral.
La incorporación del fosfato a las células y el crecimiento poblacional posterior es posible solo si la
concentración ambiental de fosfato excede este valor umbral, el cual se encuentra usualmente en
rangos nanomolares, debajo de los límites de detección de los métodos analíticos convencionales.
Cuando el fosfato se incorpora de forma activa, es almacenado mediante su agregación en gránulos de
polifosfato. En los períodos de ausencia de fuentes del nutriente, los gránulos formados son la fuente
de fósforo intracelular para el crecimiento celular. Al igual que las cianobacterias, las algas
eucarióticas tienen la capacidad de acumular polifosfato con rangos parecidos de velocidad de
incorporación. Esta capacidad permite que las poblaciones puedan crecer a expensas de bajos o
esporádicos aportes del nutriente (Aubriot 2008).
Se ha establecido que además de las cantidades de nitrógeno y fósforo presentes en el ambiente,
Existen distintas consideraciones referidas a la relación Nitrógeno/Fósforo (N/P) dependiendo del
autor.
43
Relaciones bajas con N/P < 10 indican limitación potencial por nitrógeno, mientras que las relaciones
altas de N/P > 20 indican limitación potencial por fósforo.
Para Mc Queen y Lean (1987) la relación es de 5/1 de N/P por debajo de ella no es probable el
desarrollo de floraciones masivos de cianobacterias.
Otro posible cociente es de 10-16/1 de N/P que en relación a las algas eucarióticas de 16-23/1 N/P,
muestra que para las primeras las condiciones respecto de los nutrientes son menos exigentes y por
ende más favorables (Scheurs 1992).
Según Redfield (1998), existe una proporción dada por la relación de elementos mayoritarios, carbono,
nitrógeno, fósforo que cuando los nutrientes no son limitantes, la relación molar de los elementos
C/N/P en la mayoría de fitoplancton es 106/16/1.
Por lo tanto, cuando el suministro de nutrientes desde el ambiente se desvía de esta proporción se
produce la deficiencia y posterior limitación del crecimiento celular.
También se ha informado que el crecimiento Microcystis aeruginosa y la producción de Microcistina
se incrementa con el aumento de la concentraciones de nitrato y fosfato, especialmente cuando la
relación de N/P esta en el rango entre 16 a 64 (Vezie, 2002). Una excelente revisión respecto de los
factores que regulan el crecimiento de las cianobacterias puede encontrarse en la recopilación
realizada por colegas urguayos que sufren igualmente este problema (Aubriot y col. 2009).
Un parámetro interesante a la hora de valorar riesgos de proliferaciones tóxicas es la concentración de
hierro en el fitoplancton (Forsgren y col., 1992). En muchos medios naturales, el crecimiento del
fitoplancton está limitado por la disponibilidad de hierro y organismos que han desarrollado
mecanismos eficaces para competir en la adquisición de hierro, que presentan ventajas competitivas.
En el tratamiento de aguas es muy frecuente la utilización de cloruro férrico para eliminar sólidos
coloides. El aporte de esta sal puede eliminar las limitaciones de crecimiento del fitoplancton y
provocar proliferaciones incontroladas o florecimiento algales. Así mismo, las aguas residuales
domésticas y las procedentes de industrias, pueden aportar abundantes nutrientes, entre ellos el hierro
que normalmente estaría limitando. Las repercusiones de estas floraciones de fitoplancton debido al
44
aporte de hierro son imnumerables, fundamentalmente por los aspectos económicos y sociales, ya que
algunas de estas cianobacterias pueden producir ciantoxinas. Las cianobacterias han desarrollado
mecanismos de incorporación de hierro muy eficaces y son normalmente mayoritarias en este tipo de
proliferaciones. Las cianobacterias y muchas bacterias heterótrofas sintetizan unas moléculas llamadas
sideróforos que actúan como quelantes extracelulares para incorporar hierro (Hallegraeff, 1992).
Entre las medidas preventivas a realizar tras la depuración con cloruro férrico, su valoración permite
estimar su acción como factor limitante del crecimiento fitoplanctonico. El molibdeno es de
importancia en la fijación de nitrógeno ya que las enzimas nitrogenasa y nitrato reductasa necesitan
este metal.
Aunque se desconoce el papel de las microcistinas, se ha observado que la capacidad de sobrevivir en
deficiencia de hierro es mucho mayor en las cepas tóxicas de Microcystis que en las no tóxicas. Las
aguas procedentes de depuradoras son aguas muy ricas en nutrientes y si se ha utilizado cloruro
férrico, las aguas pueden contener hasta un máximo de 6 µM. Esta concentración de hierro no limita el
desarrollo de cianobacterias y por consiguiente, es muy probable que puedan desencadenar
proliferaciones indeseadas.
La formación de espuma en la superficie de los cuerpos de agua, suele generarse bajo condiciones de
alta presión barométrica, luz y vientos moderados, acompañados por una baja circulación del agua, en
donde un gran número de individuos mantendrán su posición tomando ventajas de estas condiciones.
Las espumas se separan rápidamente por el oleaje, redispersandose por efecto del viento y en bahías
poco profundas, toman tiempo en difundirse, ya sea, por el oleaje o la desintegración. Si el viento cesa
y la circulación disminuye, las cianobacterias incrementan su flotabilidad positiva. Si no pueden
ajustar su nivel en la columna de agua, las células flotarán en las capas superficiales, formando
espuma (Zohary y col., 1990).
2.10.6. Resistencia al pastoreo por zooplancton.
El pastoreo por parte de especies del zooplancton permite aportar al mantenimiento del equilibrio
ecológico de las distintas comunidades del fitoplancton que componen el cuerpo de agua. Sin embargo
45
se ha informado que las cianobacterias no son un alimento adecuado para el zooplancton, por lo que la
depredación no afectaría negativamente al desarrollo de las floraciones. Estudios mas recientes
fortalecen esta idea y proponen un mecanismo por el cual las cianobacterias no son una comida
atractiva para el zooplancton. La condición de presa es dependiente del tipo de depredador al que se
enfrenta, por ello el menor tamaño de las partícula alimenticia esta determinado por la capacidad que
el depredador tenga de incorporarla. Por ejemplo para Daphnia, importante especie del zooplancton, el
pastoreo no es eficiente cuando el tamaño de su presa (cianobacterias) es mayor de 50 μm.
No ha sido demostrado que el zooplancton contribuya efectivamente al control del desarrollo de
grandes colonias de Aphanizomenon, Anabaena y Microcystis, aunque las cianobacterias
individualmente por sus dimensiones sí servirían de alimento. En teoría, las microalgas podrían
defenderse a través de la producción de toxinas, las que podrían generan efectos tóxicos sobre el
zooplancton. Sin embargo, cepas de Microcystis aeruginosa productoras de microcistinas, no
inhiben su ingesta por parte de los integrantes del zooplancton (Rohrlack y col. 1999).
La interrelación entre las poblaciones de los distintos grupos del fitoplancton y zooplancton lleva a
una gran presión de consumo sobre los organismos que son palatables para los depredadores, que
dejan a las cianobacterias desafectadas y entonces libradas a otros factores que sí son favorables y
permiten un crecimiento masivo en biomasa y la formación de floraciones.
Varios zooflagelados, ameboides y ciliados pueden actuar como depredadores de las cianobacterias,
sin embargo el valor nutricional para estas células en general es bajo y algunas pueden producir
compuestos tóxicos o inhibidores de la reproducción de zooplancton. Finalmente las cianobacterias
también pueden inhibir directamente el crecimiento de otras algas posiblemente por la excreción de
compuestos inhibitorios o la liberación de estos compuestos al agua circundante al producirse la
muerte y descomposición celular.
2.10.7. Factores combinados
Estudios de laboratorios han confirmado que tanto el pH, como la concentración de fósforo y dióxido
de carbono pueden influenciar el desarrollo de la toxina. La presencia de seis diferentes tipos de
46
Microcystis en espumas flotantes fue monitoreada durante dos años en Hartbeespoort Dam, Sudáfrica.
Las toxinas no eran detectadas durante el invierno y alcanzaban una máxima concentración en verano.
La concentración total de 4 de las 6 microcistinas estaba directamente relacionada con la radiación
solar, la temperatura de la superficie del agua, el pH y el porcentaje de saturación de oxígeno (Hee-
Mock y col. 2000). Otros estudios, en Canadá, demostraron que la concentración de microcistinas
tenía fuertes variaciones de una temporada a otra o, de un lago a otro durante una misma temporada.
Las microcistinas se degradan en el agua, pero existe un período importante hasta que este proceso
tenga lugar.
Los factores ambientales en que una cianobacteria expresa toxinas es uno de los aspectos mas
estudiados por los especialistas, pero dista mucho de estar claro. Parece ser que altas temperaturas, alta
luminosidad, poco viento (es decir, aguas tranquilas y no aireadas), además de disponibilidad de
nitrógeno y fósforo podrían ser los factores implicados en que una determinada especie se transforme
en toxica. También un pH del agua alcalino se ha asociado a la aparición de toxicidad. Se da la
paradoja de que en muchos casos resulta bastante difícil hacer expresar la toxicidad en el laboratorio a
determinadas cepas, mientras que en condiciones naturales la producción ha sido muy elevada.
2.11. Floraciones de Cianobacteria toxígenas en la República Argentina.
En Argentina, el primer evento cianotóxico se remonta a 1944 en la laguna Bedetti (Santo Tomé,
Santa Fe). En esa oportunidad Mullor (1945), dio a conocer un suceso en el cual, tras la ingesta de
agua en la que se estaba desarrollando una floración de una especie del género Anabaena, murieron
aproximadamente 1000 patos de granja y una serie de animales silvestres (reptiles, anfibios, aves,
etc.).
Posteriormente, en 1954 se analizó una mortandad de peces en la laguna del Monte (provincia de
Buenos Aires) que se asoció a una proliferación masiva de varias especies de Cianobacteria entre las
que se encontraban Polycystis (Microcystis) flos-aquae, Anabaena circinalis y A. inaequalis.
(Ringuelet et al., 1955)
47
En 1984, Odriozola y colaboradores evaluaron la mortandad de 72 vacas ocurrida en un campo de la
localidad de Goyena (Buenos Aires). Se realizaron ensayos de toxicidad aguda, sobre el contenido
ruminal y estomacal de las vacas y se determinó que las muertes habían ocurrido como consecuencia
de la ingesta de agua de un charco presente en un potrero. En ese cuerpo de agua se desarrollaba un
florecimiento de Microcystis aeruginosa, Anabaena flos-aquae, Aphanizomenon flos-aquae y
Nodularia spumigena.
A partir de la década del 90, los estudios relacionados con los aspectos nocivos de las Cianobacteria se
incrementaron significativamente en la República Argentina. En distintos centros de investigación del
país se han realizado estudios sobre la presencia de cianobacterias toxígenas, desde aquellos
meramente taxonómicos, en los que se describen las especies nocivas a los relacionados con la
dinámica poblacional de las especies de riesgo. Asimismo, se desarrollaron estudios toxicológicos:
ensayos de toxicidad, análisis de toxinas e incluso de evaluación de los efectos que éstas producen en
la fauna de ambientes acuáticos continentales.
Durante el 2004 se organizó la red global “CYANONET” en el marco del Programa de Hidrología
Internacional (UNESCO), con el objetivo de nuclear los antecedentes disponibles a nivel mundial
relacionados con la presencia de floraciones nocivas de Cianobacteria y evaluar los posibles planes de
manejo de situaciones de riesgo. Dentro de esta recopilación, se incluyeron los antecedentes de la
Fig. 6: Principales áreas estudiados con registro de floraciones de cianobacterias nocivas en la
República Argentina (Echenique y Aguilera, 2009).
48
Argentina que permitieron establecer el estado de situación de esta problemática en nuestro país hasta
la fecha. De la información recopilada en esa oportunidad, se destaca el hecho que los casos de
desarrollos masivos de Cianobacteria toxígenas, son frecuentes en diferentes cuerpos de agua
continentales de casi todo nuestro país (Fig. 6). La información general se encuentra disponible en la
página web: www.cyanonet.org.
Más recientemente, en nuestro país, se han ampliado tanto la lista de taxa nocivos, como los ambientes
en situación de riesgo toxicológico. Por otra parte, se han llevado a cabo estudios de evaluación de
presencia de cianobacteria y cianotoxínas en sistemas de abastecimiento de agua potable, así como de
caracterización y análisis filogenético mediante estudios moleculares de poblaciones naturales y/o de
cultivos.
En cuanto a los fenómenos relacionados con los cambios de características organolépticas, los más
destacados en nuestro país son los ocurridos en San Luis (Silva et al. 1995) y en Bahía Blanca
(Echenique et al. 2003; 2006). En ambas oportunidades, el estudio estuvo relacionado a los trastornos
generados por la presencia de geosmina (compuesto volátil oloroso), en el agua de red domiciliaria.
2.12. Impacto de las cianobacterias tóxicas
2.12.1 Salud humana
Con relación a las cianobacterias, la preocupación por la salud pública se ha centrado en la capacidad
que dichas especies y/o cepas poseen para producir toxinas. La exposición a cianotoxinas, puede
ocasionar problemas de salud (dermatitis, afecciones gastrointestinales, etc causan una amplia gama de
síntomas en seres humanos siendo los más notables: el dolor abdominal, náuseas, vómitos y diarreas
(gastroenteritis epidémica) (Lam y col., 1995).
Uno de los primeros síntomas por envenenamiento agudo con microcistina, (15 a 30 min.) es la
elevación en la concentración de ácidos biliares, fostafasa alcalina, gama-glutamil-transferasa y la
aspartato amino-transferasa (Gorham y col., 1988). El número de glóbulos blancos se incrementa
(leucocitosis), se activan factores que promueven la formación de coágulos y puede exhibirse diarrea
acuosa y/o con sangre. La muerte puede producirse en algunas horas (4 a 24 h) o días, dependiendo del
49
individuo afectado y generalmente es precedida por una respuesta neuro-muscular (Carmichael, 1994).
En los casos de ingestión los síntomas informados abarcan dolor abdominal, náusea, vómito, diarrea,
dolor faríngeo, tos seca, dolor de cabeza, úlceras en la boca, neumonía atípica y elevación de las
enzimas hepáticas en el suero (especialmente en la gama-glutamil transferasa). Otros de los síntomas
observados en personas que han sufrido intoxicación con microcistinas incluyen la irritación de la piel
y ojos, síntomas parecidos a los producidos por la fiebre del heno, disnea, fatiga y gastroenteritis
aguda (Codd, 1994). En 1990, dos reclutas militares que participaban en ejercicios de canotaje, luego
de su inmersión al agua (ingirieron agua) donde estaba presente una floración de Microcystis
aeruginosa, presentaron dolores de garganta y abdominal (con diarrea), tos seca, ampollas alrededor
de la boca y malestar general. Todos los síntomas desaparecieron en el plazo de una semana (Turner y
col., 1990).
2.12.2. Aguas recreacionales
Las intoxicaciones por cianotoxinas en humanos, se relaciona en parte, al uso de aguas recreacionales
afectadas por floraciones, entre otras, de especies de Anabaena y Microcystis, en Norteamérica, Rusia,
los Países Bajos y Australia, sin embargo, no se ha divulgado ningún caso fatal. En Canadá, a pesar
del fallecimiento del ganado en Saskatchewan (Oeste de Canada) y las advertencias realizadas sobre
su uso recreacional, varias personas se bañaron en este lago donde se desarrollaba una floración de
cianobacterias. En este incidente trece personas se enfermaron y los síntomas fueron los siguientes:
calambres en el estómago, vómitos, diarrea, fiebre, dolores de cabeza y musculares, así como
irritación cutánea y ocular, garganta dolorida y reacciones alérgicas (Dillenberg y col., 1960). Del
análisis del contenido intestinal de un paciente que había ingerido accidentalmente agua del cuerpo de
agua, se pudo identificar claramente varias células de Microcystis spp y algunos tricomas de
Anabaena circinalis.
En el Reino Unido, diez de veinte soldados se enfermaron después de nadar y practicar canotaje en
aguas con un fuerte florecimiento de Microcystis spp sufrieron dolores abdominales, náuseas, vómitos,
diarreas, garganta dolorida, tos seca, ampollas en la boca y dolor de cabeza. Dos de ellos desarrollaron
50
una neumonía severa atribuida a la inhalación de toxinas producidas por Microcystis y tuvieron que
ser hospitalizados e ingresar a la unidad de cuidados intensivos. La natación y la cantidad de agua
ingerida parecen estar relacionadas con la gravedad de la enfermedad y según estudios, las enzimas del
suero, el daño hepático fue elevado y en la floración se identifico microcistina-LR (Turner y col.,
1990).
En Australia, evidencia epidemiológica obtenida de un estudio sobre 852 personas, mostró una
elevada incidencia de diarreas, vómitos, síntomas de gripe, erupciones en la piel, úlceras en la boca,
fiebre, irritación ocular después de 2 a 7 días de expuesto al agua. Los síntomas aumentaron
significativamente por la duración del contacto con el agua y densidad de células cianobacterianas
(Pilotto y col., 1997).
De los casos documentados en personas que habían sido afectadas por cianotoxinas, en su mayoría
enfermaban (en algunos casos gravemente) debido a la ingestión o aspiración de agua conteniendo
cianotoxinas.
2.12.3. Agua de red
En Estados Unidos y Australia, diversas toxinas de cianobacterias han sido implicadas en
enfermedades humanas, después que floraciones de algas en ciertos abastecimientos de agua
municipales se hubieran tratado con sulfato de cobre. Aunque no fue establecida una relación directa
de la causa y efecto en la mayor parte de los brotes, hubo una fuerte evidencia que floraciones de
cianobacterias estaban presentes en el área de depósito de agua (Tisdale, 1931).
Una floración presente en la Isla de La Palma (Australia), en 1979 demostró que las toxinas generadas
por Cylindrospermopsis raciborskii, pudieron ser el agente causante, del mal gusto y olor presentes en
el agua de red, atribuidas a compuestos liberados desde una floración de esa especie, por lo las
autoridades trataran el depósito con sulfato de cobre. Posibles daños hepáticos, se detectaron por
aumentos significativos en la glutamil transferasa, después del tratamiento del agua. En el plazo de
una semana, 140 niños desarrollaron hepatoenteritis severa y 10 adultos requirieron tratamiento
hospitalario sin registrarse ningún caso fatal. (Falconer, 1993, 1994).
51
Hasta la fecha, el caso más severo se atribuyó a la exposición de cianotoxinas en agua de red en Brasil,
donde se desarrollaba floración de cianobacterias en un embalse, dando lugar a más de 2000 casos de
gastroenteritis, con 88 muertes pronunciadas (sobre todo en niños) en un período de 42 días. Parece
que la proliferación de cianobacterias resultó de la biomasa en descomposición y otras condiciones
que prevalecieron en el área inundada del depósito (Teixeira y col., 1993).
2.12.4. Salud animal
Desde hace más de 100 años las cianobacteria toxígenas, son responsables de intoxicaciones en
animales y humanos por ingesta de agua proveniente de cuerpos de agua, con desarrollos masivos de
estas algas. En animales los casos de intoxicación letal se han dado por beber agua conteniendo
floraciones de cianobacterias. El primer caso registrado de muerte de animales silvestres y domésticos,
data de 1878, cuando en las proximidades de un lago del sur de Australia, un gran número de animales
murió como consecuencia de haber ingerido agua conteniendo cianobacterias toxicas (Gorham y col.,
1980). Desde entonces se han documentaron casos similares en ovejas, ganado vacuno, caballos,
cerdos, perros, peces, roedores, anfibios, aves acuáticas, murciélagos, cebras y rinocerontes. También
se hallaron casos donde perros han muerto luego de lamer su propio pelo con cianobacterias o a partir
de ingerir cianobacterias bentónicas (Neehring, 1993).
Las cianobacteria sintetizarían toxinas como estrategia de competencia frente a otros componentes del
fitoplancton y/o de defensa, frente a organismos fitófagos Las hepatotoxinas y neurotoxinas no sólo
son extremadamente nocivas para los vertebrados, sino también para invertebrados diminutos que
viven en lagos y charcas. Las toxinas (sobretodo las neurotóxicas), pueden producir la muerte de estos
organismos, que usualmente son predadores de las cianobacteria, o bien reducir el número y tamaño
de su descendencia. Aunque los envenenamientos se presentan, por lo general, en animales terrestres
después de ingerir agua de suministros afectados con desarrollos masivos de cianobacterias, animales
marinos y particularmente peces en cultivo, también pueden verse afectados al exponerse a estos
fenómenos (Falconer, 1993). La muerte por hepatotoxinas, suele ocasionarse por shock hipovolémico
secundario o hemorragia hepática. En estudios post-mortem se observa un incremento en el peso del
52
hígado, concentración de hemoglobina hepática y de hierro. En animales que resisten y no mueren
rápidamente se observa hipercalemia y/o hipoglucemia, insuficiencia hepática y muerte a los pocos
días (Codd, 1994).
2.13. Medidas preventivas para reducir riesgo por exposición a cianobacterias
• Evitar la exposición al agua cuando son fácilmente visibles las cianobacterias.
• Evitar el contacto con las algas a menos que se tomen las precauciones para prevenir el contacto
directo.
• Evitar que el ganado o animales domésticos beban agua conteniendo altas concentraciones de
cianobacterias.
• Evitar beber agua proveniente de cuerpos de agua no tratados, principalmente si hay floraciones
en la cercanía.
• Debido al potencial de irritar la piel por contacto directo, se debe diluir y quitar los residuos del
alga.
• Comunicarse con el departamento de salud regional y/o la institución que evalúa la calidad de
agua, frente a un desarrollo masivo de cianobacteria a fin de proponer la identificación de la especie
predominante, y el riesgo sanitario.
• En presencia de animales muertos alrededor de un lago, comunicarse con el departamento de
salud y/o a la sección de control de animales, regional.
• Prohibir el uso recreacional de la fuente de agua.
2.14. Beneficios
Además de los efectos perjudiciales en el ambiente y sobre animales y el hombre, ciertos tipos de
algas verde-azules presentan impacto positivo en la agricultura. Entre estos podemos mencionar su uso
como biofertilizantes dado que mejoran las condiciones del suelo y regulan el crecimiento de las
plantas. Estas algas constituyen una fuente de nitrógeno para los ecosistemas naturales y cultivados,
porque poseen la capacidad fisiológica de utilizar el nitrógeno atmosférico, para la producción de sus
53
proteínas y otros compuestos nitrogenados. En los arrozales se han detectado gran diversidad de
especies de cianobacterias, estando algunas de ellas, mejor adaptadas a las condiciones del medio (luz,
temperatura, concentración de fósforo y nitrógeno).
Numerosos estudios han indicado que la siembra con estas algas en los cultivos de arroz puede
incrementar la producción de granos a un valor de 300 a 400 Kg/ha y por cosecha. En los países de
bajos recursos, como la India y el Sudeste Asiático, donde el arroz es el principal componente de la
alimentación y donde no se puede invertir en fertilizantes industriales por los altos costos, la
utilización de las algas como fertilizantes naturales representa un método interesante. Asimismo, estas
algas también están siendo usadas en algunos países europeos, para reducir los efectos nocivos en el
ambiente, causados por el exceso de agroquímicos (Subrahmanyan y col. 1966).
Después del carbono, el nitrógeno es el elemento que contribuye con la producción de la biomasa y
composición bioquímica de las células microalgales. A pesar de su abundancia en la atmósfera, las
plantas no lo pueden asimilar de él, sino que deben satisfacer su necesidad de compuestos
nitrogenados que se encuentren en el suelo. Estos son añadidos al mismo por la mineralización
microbiana de los restos orgánicos o vía biológica por fijación del nitrógeno del aire, cualidad de un
número restringido de bacterias incluyendo las cianofíceas o cianobacterias (Herrero y col., 2001).
También puede ser añadido como fertilizante sintético rico en nitrógeno, produciéndose residuos
nitrogenados como el amonio. Este elemento, disuelto en agua, es tóxico y el aprovechamiento y
precio de estos fertilizantes está condicionado al costo de la energía que se requiere para su síntesis
industrial. Varios resultados muestran que se produce gran variabilidad tanto en el crecimiento como
en la composición bioquímica debido a las variaciones en la concentración de nitrógeno. Así mismo,
las fuentes nitrogenadas varían en cuanto a la influencia que pueden ejercer sobre la fisiología
microalgal. Las cianobacterias sufren cambios en la estructura, metabolismo celular y la expresión de
genes en respuesta a la limitación de nitrógeno. Los primeros cambios implican la degradación de las
ficobiliproteínas, los cuales constituyen fuente importante de nitrógeno.
Existe un interés creciente por el desarrollo de técnicas eficientes en el cultivo de microalgas y
cianobacterias, debido a que son una fuente de sustancias de uso industrial y farmacológico de gran
54
valor económico; tales como clorofila, carotenoides, ficobiliproteínas, proteínas, exopolisacáridos y
otros metabolitos biológicamente activos (Rosales-Loaiza, 2008).
Muchos de los compuestos obtenidos a partir de las cianobacterias tienen propiedades antibióticas y
actividad microbiana Algunas especies contienen proteínas como la cyanovirina-N. Este compuesto se
encuentra bajo investigación dada su potencial aplicación como agente antiviral ya que muestra
actividad contra el HIV (Torres-Ariño 2004).
Las cianobacterias constituyen una fuente excelente de aminoácidos, vitaminas, enzimas y ácidos
grasos polinsaturados, por lo que son utilizadas como suplemento dietario. Arthospira (Spirulina) es
colectada y consumida por poblaciones en la vecindad del lago Chad (Africa), así como por antiguos
pobladores del valle de México cercanos al lago Texcoco. Los análisis bioquímicos de Spirulina
revelan que más del 50% del peso está constituido por proteínas que contienen altos niveles de la
mayoría de los aminoácidos esenciales (Basurto Peña, 2009, Arenas 2009, Garbisu y col. 1999).
Nostoc es un suplemento dietario común en comunidades nativas de Tailandia, Perú, Bolivia, China,
Ecuador, Fiji, Java, Japón, Mongolia y Siberia, donde se aprecian sus grandes propiedades
nutricionales y su alto contenido proteico. Asimismo, la biomasa cianobacteriana se emplea para la
alimentación de peces, crustáceos, aves de corral y ganado (Rosales y col., 2008, Potts , 2000,
Garbisu y col. 1999).
Cepas de especies pertenecientes al género Aphanizomenon, utilizadas como alimento y suplemento
dietario, resultan un importante riesgo ya que podría contener alguna cepa toxigénica, tal como ya fue
registrado en el lago Klamath, Canadá (Carmichael, 2003, 2004, Arenas 2004).
Asimismo, la crisis energética-ambiental actual demanda la búsqueda y desarrollo de fuentes de
energía alternativas al uso de combustibles fósiles. Una de las alternativas es la obtención de biodiesel;
combustible producido a partir de aceites provenientes de plantas oleaginosas. En contraste con el
petrodiesel, el biodisel es una fuente de energía renovable y biodegradable que además produce menos
emisiones indeseables durante su combustión. El cultivo de cianobacterias para la producción de este
combustible es una alternativa ventajosa ya que poseen un elevado contenido de lípidos, presentan una
55
alta tasa de crecimiento y prosperan en aguas marinas, dulces, salobres y residuales. La utilización de
microalgas en lugar de oleaginosas reduce significativamente el uso de enormes extensiones de terreno
fértil y es posible, además, obtener subproductos (proteína, carbohidratos, biopolímeros, pigmentos,
biogás, etc.) a partir de la biomasa microalgal residual (Garibay Hernández y col. ,2009). Por otro
lado, se ha logrado fotoproducir combustibles como el hidrógeno (H2) y compuestos químicos
reducidos, como el NADPH2, a partir de cianobacterias heterocistíneas, como Anabaena azollae. La
fotoproducción de H2 es posible ya que la enzima nitrogenasa presente en los heterocistos tiene
actividad hidrogenasa, además de reducir el nitrógeno atmosférico (N2) a amonio (NH4+) (Garbisu y
col. 1999).
Sin embargo, algunas cianobacterias son conocidas por sus aspectos perjudiciales, destacándose su
potencial capacidad de generar cianotoxinas y de ocasionar alteraciones de las características
organolépticas del agua por liberación de metabolitos volátiles.
2. 15. Métodos de identificación de cianotoxinas
Los ensayos con ratones han sido métodos tradicionales para determinar presencia de cianotoxinas,
pero factores tales como sensibilidad y la dificultad para obtener resultados cuantitativos, han llevado
a la implementación de otros métodos para monitorear rutinariamente muestras de agua.
2.15. 1. HPLC (Cromatografía líquida de alta resolución)
El método más común de análisis instrumental para la determinación de presencia de cianotoxinas, se
realiza usando el HPLC (cromatógrafo líquido de alta resolución). Las toxinas son separadas unas de
otras usando como fase estacionaria una columna de fase reversa C18 o de superficie interna e incluso
de intercambio iónico y como fase móvil metanol o acetonitrilo, pudiendo determinar el tipo de
microcistinas presente. Una vez separada las toxinas, la próxima etapa es la detección. Los límites de
detección dependen de la concentración de la toxina así como del volumen de la muestra. Algunos
56
ensayos han establecido un límite de detección de alrededor de 0.02 µg.L-1 para microcistinas en una
muestra de 5 L de agua (Lawton y col., 1994).
.
La detección puede también realizarse mediante detector de Foto diodo (PDA). Un detector PDA no
sólo responde ante la absorción del UV sino al espectro típico de las toxinas. Las microcistinas tienen
un espectro de absorción máxima de 238 nm (222 nm en caso de que contengan aminoácidos
aromáticos) provee un mayor grado de confiabilidad en presencia de microcistinas. Este método es
especialmente confiable a altas concentraciones de microcistinas debido a que dan un espectro bien
definido. Los límites de detección en este método son inferiores a 1 µg.L-1 en altas concentraciones de
microcistinas (Edwards y col., 1991).
Adicionalmente, puede utilizarse detección con Espectrómetro de masa (LC/MS). Este método se
utiliza luego de la separación en HPLC y provee una mejor solución al problema de la identificación
de los diferentes tipos de microcistinas debido a que cada una de ellas produce iones característicos en
su espectro de masa. Con una muestra de 5 L de agua este método provee un límite de detección de
alrededor de 0.02 µg.L-1 de microcistinas (Ott y col., 2006).
Es otra técnica de separación y cuantificación de hepatotoxinas es la Electrofóresis capilar (CE) que
no tiene aún el alcance necesario para realizar monitoreos rutinarios de agua, a diferencia del HPLC.
La ventaja que aporta este método es el aumento de la sensibilidad en respuesta a la presencia de
microcistinas (Gago-Martínez et al, 2003).
2.15.2. Cromatografía Gaseosa
Un método de aparición reciente es la GC (Cromatografía Gaseosa), basada en la oxidación de
microcistinas produciendo ácido 3-metoxi-2-metil- fenilbutanoico. Mediante esta técnica es posible
alcanzar un límite de detección de 0.43 ng, dependiendo de la concentración del tóxico. Este método
ha sido empleado en el monitoreo de lagos japoneses y en sedimentos (Palmetier y col., 1998).
57
2.15.3. Ensayo de la Enzima inmunoabsorbente (ELISA)
Este tipo de ensayo se ha llevado a cabo durante años para determinar contaminantes ambientales,
incluyendo toxinas. La immunodetección es posible debido a que los anticuerpos pueden reconocer
específicamente cualquier estructura química. La técnica ELISA (Enzyme-Linked ImmunoSorbent
Assay, ensayo por inmunoabsorción ligado a enzimas) se basa en este principio y contempla la
detección de un antígeno en una fase sólida mediante anticuerpos que reaccionan dando un producto
coloreado que es posible medir por espectrofotometría. Se trata de métodos muy adecuados para
screening recomendándose su validación y comparación con otros métodos.
Algunas investigaciones han demostrado que los anticuerpos son muy eficientes frente a algunas
cystinas, como microcistina-RR. Sin embargo, su respuesta es muy pobre frente a otras, como
microcistina-LA. A pesar de esta falta de sensibilidad frente a algunas microcistinas, este método es
muy utilizado en la determinación estas toxinas en muestras ambientales, obteniéndose buenos
resultados en muchos países del mundo (Ann y col., 1994). En China, debido al gran número de casos
informados con cáncer de hígado, este método se utiliza para monitorear la presencia de microcistinas
en agua potable.
Es el método más difundido para la identificación de microcistinas. Existen kits comerciales para
determinar el nivel de microcistinas en agua los cuales tienen un límite de identificación de 0.2 µg.L-1,
mientras que en los más sofisticados el límite es de entre 50–250 ng.L-1. Como no detectan
microcistinas en bajas concentraciones, producen sólo resultados semicuantitativos.
Existen distintos kits de ELISA comerciales (ejemplos: EnviroLogix Inc., Portland, Me, USA;
Strategic Diagnostics Inc., Newark, DE, USA; Wako Chemicals, Osaka, Japon). Los resultados son
generalmente expresados como mg.ml-1 de MC-LR que constituye el estandar del kit. Operan con una
sensibilidad que permite estimar la concentracion de microcistinas por debajo del límite recomendado
por la OMS
Para lograr una correcta evaluación de la ocurrencia de floraciones de cianobacterias y sus
cianotoxinas se requiere implementar un monitoreo que incluya la observación del sistema a estudiar,
58
la obtención de muestras para analizar los aspectos bióticos (presencia de cianobacterias y toxinas) y
el registro de variables abióticas relacionadas con el crecimiento de las cianobacterias (temperatura,
nutrientes, etc). En este sentido se desarrolla el presente trabajo de tesis que contempla estas
determinaciones y sus correlaciones así como la generación de cultivos de cianobacterias aisladas del
reservorio para comprender en profundidad en fenómeno cianobacteriano.
59
3. OBJETIVOS
60
Se puede afirmar que el riesgo relativo que representa la presencia de estirpes tóxicas de Microcystis
spp. productoras de Microcistinas en la cuenca del Plata es enorme, debido a diversos factores:
1.- La intensidad de las floraciones
2.-La diversidad de cepas de Microcystis aeruginosa que crecen en distintos ambientes
3.-El área que abarca el fenómeno
4.-La toxicidad que presentan las diferentes cepas y el número de microcistinas producidas.
5.-La magnitud de su posible impacto sobre la población
6.-Posibilidad de afectar fuertemente un recurso tan valioso como las fuentes de agua potable y el agua
potable misma.
Asimismo, existe un vacío de conocimiento respecto a los niveles de exposición a las cianotoxinas por
la población. La epidemiología de las intoxicaciones con hepatotoxinas y de otras cianotoxinas en
Argentina es nula. Las causas que contribuyen a estos florecimientos son desconocidas por los
responsables de la gestión del riesgo que deberían aplicarlas en los casos de floraciones
cianobacterianas.
Existe desconocimiento por parte de los médicos referidas a las toxicosis cianobacterianas, y su
diagnostico en personas expuestas así como asociar su presencia en el ambiente con la expresión clínica
de la intoxicación.
Hasta el presente las toxinas en agua de red no han sido investigadas en nuestro medio ni en fluidos
biológicos o el ambiente.
En este trabajo de tesis se focalizo la atención en los efectos nocivos de presencia de Microcystis spp y
Microcistinas en el recurso hídrico del Río de la Plata.
61
3.1 Objetivo general
El objetivo de este trabajo de tesis es avanzar en el conocimiento de las cianobacterias y las
cianotoxinas en diferentes cuerpos de agua dulce en la zona de La Plata
3.2. Objetivos específicos
Detectar e identificar las especies de cianobacterias potencialmente tóxicas presentes en el Río de La
Plata.
Detectar e identificar toxinas cianobacterianas presentes en el Río de La Plata
Aislar cianobacterias del reservorio de agua del Río de la Plata
Generación de una colección de cultivos de cianobacterias
Realizar un monitoreo de parámetros físicos, químicos, biológicos y de cianobacterias y cianotoxinas
en el Río de La Plata
Buscar correlaciones entre los florecimientos y los factores físicos y químicos del ambiente
Analizar la presencia de microcistinas en el agua de red.
62
4. MATERIALES Y METODOS
63
4. 1. Puntos de muestreo
El estudio del monitoreo se efectuó en una zona costera del Río de la Plata y en dos lagunas dentro del
Municipio de Ensenada, Provincia de Bs. As. Para tal fin se dispusieron cinco estaciones de muestreo,
correspondientes a lugares de uso recreacional, pesca deportiva, toma de agua de la planta de
tratamiento de aguas. Los puntos de muestreo fueron dos lagunas: laguna Aeroclub (34º52´48´´S,
57º57´37´´O), laguna Salada (34º50´46´´S, 57º57´23´´) (Fig. 1).
Fig. 1. Ubicación de la Laguna Aeroclub y Laguna salada
Se muestrearon también tres puntos sobre el Río de la Plata: dos de ellos de uso recreacional y otro
correspondiente a la entrada de toma de agua de la planta potabilizadora (Fig. 2).
Estos tres puntos fueron: 1) Rotonda de acceso (34º50´04´´S y 57º52´41´´O) es un punto recreacional
de entrada al río; 2) Toma de Agua de la planta potabilizadora Donato Gerardi (Ensenada, Argentina)
(34º49´13´´S y 57º57´49´´O) que representa la calidad del agua sin tratar y 3) Isla Santiago ubicada
cerca del puerto de acceso a la La Plata (34º49'51''S y 57º56'50''O), a 10 km de los puntos anteriores.
La Fig. 2 se muestran esos puntos.
Laguna del Aeroclub
Laguna Salada
64
Fig. 2: Sitios de muesteo sobre el estuario del Río de la Plata. 1) Rotonda, punto recreacional sobre el
Río de la Plata. 2) Toma de agua de la planta de tratamiento de aguas y 3) puerto de acceso al puerto
(Isla Santiago).
4.1.1. Tomas de muestras
4.1.1 En el Río de la Plata y en las lagunas
Las muestras se colectaron, superficial o sub-superficialmente, en cada uno de los puntos de muestreo
detallados anteriormente con frecuencia mensual o mayor durante los meses de verano (periodo de
mayor desarrollo de floraciones algales), desde enero hasta diciembre de 2005.
Las tomas de muestras no se realizaron en días lluviosos. Se tomaron muestras luego de 72 hs de
finalizada la lluvia con el objeto de permitir que el reservorio de agua retorne a su condición regular.
Adicionalmente se colectaron muestras dos días después de dos episodios de muerte de peces en la
región (enero 2005 y febrero 2006).
En todos los casos se colectaron muestras por duplicado.
Para los análisis bacteriológicos las muestras se tomaron en botellas de vidrio estériles de 1 litro de
capacidad. Se trasladaron rápidamente al laboratorio en forma refrigerada.
Para los estudios de fitoplancton se tomaron con red de plancton (para los estudios cualitativos) y con
botella de tipo Van Dorn (para los estudios cuantitativos).
65
Para la detección de toxina Microcistina se tomaron 5 litros de muestra en recipientes plásticos. La
conservación de la muestra se realizó bajo congelación (-20 °C).
Para el estudio de los parámetros físico-químico (nitrógeno, fósforo, hierro, clorofila y fosfato) se
tomaron 1 litro de muestra en recipientes plásticos.
Para cada sitio de muestreo se registraron, “in situ”, los siguientes parámetros físico-químicos
(temperatura, pH y conductividad).
Las muestras fueron llevadas al Laboratorio de la Cátedra de Toxicología de la Facultad de Ciencias
Exactas a efectos de realizar los estudios bacteriológicos, físico-químicos, la detección de toxina y el
aislamiento y cultivo celular de cianobacterias (Microcystis aeruginosa, Anabaena sp., Oscillatoria
sp.). La determinación de clorofila se realizó lo más rápido posible luego de la toma de muestra.
Otra parte de las muestras recolectadas se trasladaron al Laboratorio Científico de Ficología de la
Facultad de Ciencias Naturales y Museo de la UNPL y se dispusieron en heladera hasta efectuar los
análisis cuali - cuantitativo de fitoplancton.
4.1.2. En red de distribución domiciliaria
Debido a la potencial presencia de cianotoxinas en el Río de la Plata que abastece de agua a la red
domiciliaria de la ciudad de Ensenada y La Plata, se establecieron puntos de muestreo domiciliarios en
ambas ciudades. Las tomas de muestra de en estos puntos domiciliarios (5 L) se realizaron en fechas
de verano y cercanas a los florecimientos detectados en el Río de la Plata. En la Tabla 1 presenta la
distribución de estos puntos de muestreo en la ciudad de Ensenada y La Plata tomados a efectos de
evaluar la concentración de microcistinas en agua de red en enero 2005.
4. 2. Análisis fitoplanctónicos
a.- Estudios taxonómicos:
Para al reconocimiento cualitativo de fitoplancton, las muestras se colectaron con red de plancton de
malla de 30 μm de poro (Fig. 3). El material se obtuvo mediante arrastre horizontal en las capas
superficiales. El material obtenido fue estudiado “in vivo” y posteriormente conservado con solución
66
Transeau (50:50). El estudio se llevó a cabo utilizando un microscopio WILD M20, provisto de
cámaras fotográficas y de dibujo.
Tabla 1: Puntos de muestreo para la detección de Microcistinas en red domiciliaria correspondiente a
enero 2005.
La identificación cianobacterias se realiza considerando la presencia, forma y tamaño de atributos
morfológicos utilizando claves según Komárek y Anagnostidis, 1989, 1998 y 2005) y Anagnostidis y
Komárek (1985).
El análisis microscópico del material incluye la observación general del organismo al microscopio y
luego de las células vegetativas y diferenciadas. La muestra fresca es importante porque en ella se
observan características que facilitan la identificación como la existencia de motilidad, coloración y
tamaños originales. Para la obtención de las medidas de los organismos se utiliza la reglilla del ocular
(que debe ser calibrada).
Localidad Punto de
muestreo
Ubicación
Punta Lara (Ensenada) (1) Club de Pesca
Villa del Plata (Ensenada) (2) 11 Nº 4351
El Dique (Ensenada) (3) 124 y 43
La Plata (4) 18 y 33
La Plata (5) 1 y 48
La Plata (6) 4 y 33
La Plata (7) 60 y 2
67
Fig. 3. Red de fitoplancton
b.- Estudios cuantitativos.
Para el estudio cuantitativo de la taxocenosis fitoplanctónica, las muestras se obtuvieron en superficie
con botella tipo Van Dorn (Fig. 4) y fueron fijadas “in situ” con solución de lugol 1%. El material fue
estudiado con microscopio invertido, siguiendo el método de Utermöhl (1958) empleando cámaras de
sedimentación (Fig. 5).
Fig. 4. Botella de Van Dorn abierta y cerrada
Fig. 5: A) Cámaras de sedimentación para microscopio invertido de izquierda a derecha de 5, 20 ml
B) Cámaras de conteo tipo Sedwick-Rafter en acrílico y C) Microscopio invertido.
4. 3. Parámetros fisicoquímicos
4.3.1. Monitoreo de los parámetros y métodos analíticos utilizados.
La selección de los parámetros monitoreados se basaron en los recomendados por GEMS/WATER
(WHO, 1987). Los métodos analíticos empleados fueron los correspondientes a los métodos
A B C
68
estandarizados APHA (1992). Los métodos correspondientes se indican entre paréntesis. Todos los
análisis se realizaron por duplicado.
Se determinaron parámetros en el lugar como ser: pH, conductividad y temperatura. El pH se
determinó empleando el Método 4500-H, APHA (1992); la temperatura mediante el método APHA
2550-B y la conductividad según método 2510 APHA (1992); estas determinaciones se realizaron
utilizando zonda Sper Scientific Water Quality Meter 850081.
Muestras de agua colectadas con ayuda de una botella tipo Van Dorn fueron filtradas previo al análisis
físico-químico con el fin de eliminar el material particulado y poder determinar por espectrofotometría
el contenido de nutrientes. En algunos casos se hizo necesaria la dilución de las muestras debido que
sobrepasaban los límites de detección y cada una se proceso siguiendo los pasos del método empleado.
Se determinó la concentración de hierro, nitratos y nitritos empleando reactivos analíticos.
Se utilizaron los siguientes procedimientos
Método APHA Formas determinadas Limites de detección
Hierro (3500-Fe D) Fe 0 a 1.300 mg.L-1 Fe
Nitratos (4500-NO3E),
(Reducción del Cadmio)
NO3-N, NO3 0 a 30.0 mg.L-1 N03-N
Nitritos (4500- NO2_ B) NaNO2, NO2-N, NO2 0 a 0.300 mg.L-1 NO2-N
Para la determinación de Fósforo se utilizó método colorimétrico del acido vanadomolibdofosforico
(Método 4500-PC, APHA, 1992) Para ello, primeramente te ajustó el pH de la muestra a la
fenoftaleina. Seguidamente, se colocaron 35 ml de la muestra en un matraz aforado de 50 ml. Se
Añadió 10 ml del reactivo vanatomolibdato y se enrasó con agua destilada. Paralelamente se preparó
un blanco con 35ml de agua destilada en lugar de la muestra. Al cabo, de 10 minutos se midió la
absorbancia de la muestra frente a un blanco a longitud de onda de 490nm. El color fue estable durante
días y su intensidad no se vio afectada por variaciones de la temperatura ambiente.
69
Se preparó una curva de calibración utilizando volúmenes adecuados de la solución patrón de fosfato
de sodio. Para el cálculo del contenido de fósforo en la muestra se leyó la absorbancia de la muestra y
se calculó mediante la curva de calibración el valor de fósforo. Para el cálculo del valor de fósforo
(mg.L-1) se utilizo la siguiente ecuación:
Cálculo mg Fosforo.L-1 = mg P (en 50 ml volumen final) x 1.000
ml de muestra
4. 4. Determinación de Clorofilal-a (Método espectrofotométrico 10200-H, APHA, 1992)
La extracción se basa en la transferencia del pigmento (Clorofila a) a un solvente orgánico sin
provocar cambios químicos en la molécula. La concentración de Clorofila a se cuantifica por
absorbancia en un espectrofotómetro.
La evaluación de la concentración de clorofila en un volumen determinado de agua puede utilizarse
como indicador de la biomasa algal en el mismo. La clorofila es soluble en solventes orgánicos, suele
usarse acetona o metanol para su extracción, ya que rompen los puentes entre el pigmento y las
proteínas solubilizando las clorofilas.
Se realizó la determinación espectrofotométrica de la clorofila-a, ésta determinación depende de la
Ley de Lambert-Beer. Se miden las densidades ópticas a diferentes longitudes de onda. Deben
conocerse los coeficientes de absorción específica de los pigmentos puros a cada longitud de onda. La
extracción de la clorofila debe realizarse en la oscuridad y a baja temperatura para reducir al mínimo
la fotooxidación. Luego de filtrar un volumen conocido de muestra (10 a 50 ml) se coloca el filtro en
freezer para facilitar la ruptura de las paredes celulares y la liberación del pigmento y se agrega del
solvente de extracción, se deja reposar en la oscuridad una noche, se procede a leer en el
espectrofotómetro a la absorbancia a 664 y 647 nm.
En la misma cubeta se agrega una gota de HCl 1N y luego de 1 minuto se vuelve a leer la absorbancia
a ambas longitudes de onda. Cuando se obtiene un registro de absorbancias a diferentes longitudes de
onda se esta determinando una sumatoria de todos los pigmentos que absorben a esas longitudes de
70
onda. De los distintos tipos de clorofila, la clorofila-a se encuentra en todas las algas, ya que es
esencial para la fotosíntesis.
Procedimiento
Muestras de 500 ml se filtraron empleando una bomba de vacío y filtros de fibra de vidrio Whatman
GF/F (0.7μ de poro). Los filtros se colocaron en tubos de centrifuga a los cuales, se adiciono 3ml de
acetona 90% y luego, se cerraron herméticamente. El extracto contenido en los tubos se almaceno a
4ºC por 20horas. Después de este tiempo, se filtro el extracto a través de un filtro Whatman GF/F para
eliminar los residuos del papel y evitar interferencias en la lectura. La solución extraída se transfirió a
tubos perfectamente limpios y enjuagados con acetona 90%.
Una alícuota de la solución extraída, se transfirió a una celda y se midió la absorbancia a longitudes de
onda a 750, 664 y 647nm.
Para determinar la concentración de la clorofila “a”, se utilizaron la siguiente ecuación.
CLO-A (µg.L-1) = (11.93*A664)-(1.93*A647) x Vol de extracto (ml)/Vol Filtrado (L)
Todas las absorbancias se corrigieron por 750nm (Ax-A750nm) antes de ingresar a la formula.
4. 5. Examen bacteriológico:
4. 5. 1. Determinación del número de coliformes totales, fecales y Escherichia coli, mediante la
técnica de fermentación de tubos múltiples (Método (9221 E y 9221B) APHA, 1992)
a. Prueba Presuntiva: se utilizó 9 tubos de Caldo Mc Conkey simple concentración conteniendo en su
interior campanitas de Durham (tubos de vidrio pequeños invertidos a efectos de capturar el volumen
de gas generado), inoculado con 1ml, 0.1ml y 0.01ml de muestra por cada estación monitoreada. Estos
se incubaron a 37°C y luego de 24-48h, se efectúo la lectura (APHA, 1992).
b. Prueba Confirmativa: los tubos positivos de la prueba anterior se inocularon en tubos con caldo
Verde Bilis Brillante simple concentración con campanita de Durhan, los cuales se incubaron a 37°C
71
por 24h. Los presuntos coliformes se sembraron en tubos caldo EC simple concentración y se
incubaron a 44°C durante 24h.
c. Prueba completa: A partir de los tubos positivos de caldo EC, una alícuota de cultivo se aisló en
agar EMB y se incubó de 44°C por 24h, observando luego las características de las colonias presentes.
Agar Principio
Eosina-Azul de metileno (EMB) Medio rico lactosado con dos colorantes,
eosina y azul de metileno, que también
funcionan como inhibidores del crecimiento
de Gram positivos.
Caldo Principio Reacción Positiva
Caldo Mc
Conkey
Contiene lactosa y un indicador de pH (rojo
neutro) que vira hacia rojo a pH ácido cuando la
lactosa es fermentada. Además, contiene sales
biliares que inhiben el crecimiento de muchas
bacterias, especialmente Gram positivas.
Gas en la campana de Durham y
el viraje al amarillo
Caldo
Verde Bilis
Brillante
Contiene lactosa, sacarosa, una elevada
concentración de aminoácidos, verde brillante
como inhibidor de crecimiento de muchos
fermentadores, es decir que inhibe o reduce al
mínimo el desarrollo de las bacterias no
pertenecientes al grupo coliformes
Gas y turbidez en el caldo
Caldo EC Las sales minerales inhiben el crecimiento de
las bacterias Gram positivas, así como de los
microorganismos no adaptados al medio
ambiente intestinal.
Gas y crecimiento en el caldo
72
Bacterias comunes del medio EMB Características
Escherichia coli Colonias de 2 o 3 mm de diámetro, separado,
de superficie plana o cóncavos, de centros
oscuros casi negros, de apariencia metálica.
Enterobacter aerogenes Colonias de mayor tamaño, convexidad
pronunciada, de centro no tan oscuro y sin
apariencia metálica.
Una colonia típica (apariencia metálica) de las bacterias crecidas en medio EMB se aisló y sembró en
agar nutritivo y se incubó a 37°C por 24h. Este procedimiento permite aislar colonias típicas de
Escherichia coli.
d. Test de IMVIC (A partir de cultivos puros).
1.- Prueba de Indol:
Se inocularon cultivos puros en tubos de agua triptona. Luego, se incubo a 37°C por 24-48h. A cada
tubo se le añadió 0.2-0.3ml del reactivo de Kovacs (p-dimetil amino-benzaldehido) y se esperó unos
minutos para proceder con la lectura.
2.- Prueba de Rojo de Metilo y Voges Proskauer:
A partir de cultivos puros se siembra en tubos de Clark y Lups y se incubó a 37°C durante 3-5 días.
Luego de ese periodo, el cultivo se separó en 2 alícuotas. En una de ellas se realizó la reacción de rojo
de metilo; para ello, se añadió 5 gotas de la solución rojo metilo al 0.04%. Si el color es rojo la prueba
es positiva. Para la prueba de Voges Proskauer, a la otra alícuota se añadió 0.6 gotas de alfa naftol 6%
en alcohol de 60° y 0.2ml de hidróxido de potasio y se observa el color.
3.- Prueba de Citrato:
Con ayuda de un ansa recta se inoculó el cultivo puro aislado en agar nutritivo en agar citrato de
Simmons. Posteriormente, se incubó a 37° por 24-48h.
73
Test de IMVIC Principio Reacción Positiva Reacción Negativa
Indol Investiga la capacidad de un
microorganismo de obtener
indol a partir de una moléculas
de triptófano
Anillo rosado en la
superficie
No hay cambio de
color (amarillo)
Rojo Metilo Investiga la capacidad de un
microorganismo de producir y
mantener estables lo productos
terminales ácidos de la
fermentación de la glucosa
Coloración roja en
la superficie del
medio.
Coloración amarilla
en la superficie de
medio
Voges Proskauer Investiga la capacidad de un
microorganismo de producir un
producto final neutro, el
acetilmetilcarbinol (acetoina), a
partir de la fermentación de la
glucosa.
Disco rosado en la
superficie
Color amarillo en la
superficie
Citrato Determina si un
microorganismo es capaz de
utilizar citrato como única
fuente de carbono.
Viraje del medio de
verde a azul,
producto de la
alcalinización del
medio (pH: 7.6)
No hay viraje del
medio (verde)
4. 6. Aislamiento y cultivo de cianobacterias
4. 6.1. Preparación del medio de cultivo Z8
Inicialmente, se preparo las soluciones stock:
Solución stock A:
47.6g de NaNO3 + 5.9g de Ca(NO3)24H2O + 2.5g de
MgSO47H2O en 1L de agua destilada.
74
Solución stock B: 3.1g de K2HPO4 + 2.1g de Na2CO3 en 1L de agua destilada.
Solución Fe-EDTA:
10ml FeCl3 (2.8 de FeCl36H2O disueltos en 100ml de HCl
0.1M) con 9.5 ml de una solución de EDTA (3.9g de EDTA-
Na2 disueltos en 100ml de NaOH 0.1M). Llevar a 1000ml con
agua destilada.
Solución MN
100 ml de cada una de
estas soluciones
1 0.330g/L Na2WO42H2O
2 0.880g/L (NH4)6Mo7O24 · 4H2O
3 1.20g/L KBr
4 0.830g/L KI
5 2.87g/L ZNSO4· 7H2O
6 1.55g/L Cd(NO3)· 24H2O
7 1.46g/L Co(NO3)2· 6H2O
8 1.25g/L CuSO4 · 5H2O
9 1.98g/L NiSO(NH4)2SO4·
6H2O
10 0.410g/L Cr(NO3)3 · 9H2O
11 0.089g/L V2O5
12 4.74g/L Al2(SO4)3K2SO4· 4H2O
�3a 3.10g/l H3BO3
13b 2.23g/L MnSO4
Se mezclo 10ml de cada una de estas soluciones de la 1 -12 en 100ml de la solución de partes iguales
de 13 a y 13b en una probeta y se enrasó a 1L con agua biodestilada. Se esterilizó cada una de las 4
soluciones stock, las cuales fueron conservadas a 4°C. El medio Z8 se preparó en cámara de flujo
laminar mezclando 10 ml de A, 10 ml de B, 10 ml de Fe-EDTA y 10 ml de MN y se enrasó a 1 L con
agua destilada. El medio preparado se esterilizó a 121°C durante 15 minutos.
75
4.6.2. Aislamiento y generación de cultivos de cianobacterias
En el aislamiento y cultivo de cepas de Cianobacteria se utilizo medio de cultivo Z8.
Para el aislamiento de estirpes de cianobacterias, con una pipeta Pasteur se tomó un conjunto de
células de cianobacterias tomadas con red de fitoplancton acompañada de una pequeña cantidad de
agua y se colocó en una depresión de una placa de porcelana estéril. En la depresión continua de la
placa se colocó de 3-4 gotas de medio Z8 de modo que sean lavadas las células y logre la separación
de contaminantes arrastrados. El procedimiento de lavado se realizó varias veces empleando sucesivas
depresiones de la placa estéril. Se transfirió las células lavadas (aisladas) a un Erlemenyer de 50ml con
15-25 ml de medio Z8. Luego el cultivo tapado con tapón de algodón se colocó en una cámara de
cultivo a temperatura controlada de 26±1°C con iluminación proveniente de panales de tubos
fluorescentes ubicados en forma lateral y con intensidad luminosa promedio de 26W/m2.
Periódicamente, se efectuó la observación al microscopio (10x, 40x y 100x) de las alícuotas extraídas.
En caso de contaminación, se repitió el proceso de aislamiento. Se efectuó una renovación periódica
(mensual) del cultivo en medio Z8.
Para realizar el cultivo, se trabajó 10-15ml del cultivo unialgal desarrollado en Erlenmeyer
conteniendo 0.8 L de medio Z8. Parte del cultivo se colocó en un agitador para su oxigenación y el
restante se mantuvo en el Erlenmeyer de origen y se le adicionaron entre 15-25ml de medio nuevo.
Ambos Erlenmeyer fueron colocados en una cámara de cultivo y el crecimiento (biomasa) fue
monitoreado en microscopio invertido.
4. 7. Protocolo para la detección de Microscistinas presentes en florecimientos cianobacterianos
4. 7.1. Bioensayos ratón
4.7.1.1. Preparación de los ratones
Se seleccionaron ratones de la cepa N:NIH-S de 20-25g de peso. Durante el ensayo los animales
tuvieron acceso a alimentos y agua. Fueron pesados y marcados debidamente (rayas en la cola) y todos
los valores anotados en la tabla de registro.
76
4.7.1.2. Inyección de los ratones
Células de Cyanobacteria liofilizadas (100 mg) fueron suspendidas en 10 ml de 0.9% NaCl y
ensayadas para la toxicidad en bioensayos ratón. La inyección de cada muestra (presuntas
cianotoxinas) se aplicó en horas de la mañana para observar continuamente cualquier síntoma o
alteración del comportamiento del animal (dos ratones y uno como control). El volumen inyectado fue
de 1ml vía intraperitoneal. Los ratones se observaron hasta 24 horas posteriores a su inyección y en
caso de muerte se anotó la hora para luego someterlos a necropsia. Se estudiaron los órganos para
detectar alteraciones (hígado hinchado/sanguinolento). Se pesaron y compararon los hígados con el
control, registrando siempre todos los datos. Cuando el peso del hígado era mayor al 7% del peso total
del ratón se consideró hepatotóxico. Cada hígado fue fijado en buffer formalina neutro 10% (V/V).
Una sección de tejido fue cortado y teñido con haematoxilina y eosina para luego se observado en un
microscopio.
Fig. 6: Técnica de inmovilización e inyección de un ratón
4.7.2. Protocolo para la extracción detección y cuantificación de las cianotoxinas
a) En muestras de agua.
Para la extracción de toxinas, la conservación de la muestra es de fundamental importancia. La
mayoría de las cianotoxinas son fotosensibles, por lo que las muestras fueron protegidas de la luz
guardadas en freezer y envueltas en papel metálico.
77
Para detectar Microcistina (MC), las muestras de agua provenientes del los puntos de muestreo (Río
de la Plata y lagunas) y de agua de la red de distribución de agua (5L) fueron sujetas a lisis mediante
tres ciclos de congelado y descongelado que promueve la liberación de las toxinas intracelulares.
Luego las muestras fueron filtradas para remover el material particulado por filtros Watman 0.2 µ
mediante bomba de vacío. Luego los filtrados obtenidos fueron pasados a través de cartuchos Sep-Pak
C18 ODS (Waters) para realizar la extracción en fase sólida. Las toxinas fueron luego eluidas con
80% metanol y analizadas cuantitativamente mediante un cromatógrafo liquido de alta presión HPLC
de fase reversa con detector UV (HPLC-UV) (Shimadzu LC- 20A, SPD-M20A, Shimadzu Scientific
Instruments, Columbia, MD, USA) con una columna C18 Thermo de 5-μm poro, 150 × 4.60 mm,
(Hypersil-Keystone).
La columna fue equilibrada con una mezcla compuesta por 65% de solución A [0.05% (v/v) ácido
trifluoracetico (TFA) en agua] y 35% de solución B [0.05% (v/v) TFA en acetonitrilo]. La fase móvil
consistió en gradiente discontinuo de solución A y B. La velocidad de flujo fue de 1.0 mL.min-1. Se
utilizaron Standards de MC-RR, MC-YR y MC-LR provenientes de Sigma (St Louis, MO, USA).
MCs fue identificada sobre la base del tiempo de retención. La detección UV fue realizada a 238nm.
Todos los reactivos utilizados fueron de grado analítico HPLC.
b) En células en cultivo
Las células en cultivo fueron concentradas por centrifugación (10 min, 3000 x g) y luego liofilizados
para ser analizados cuantitativamente por HPLC- UV. La extracción de las toxinas fue realizada sobre
100 mg de células liofilizadas y luego extraídas con 10 ml of butanol/metanol/agua (5:20:75, v/v/v) y
mantenidas por una hora a temperatura ambiente con agitación constante. Luego los extractos fueron
centrifugados, separado el sobrenadante y el remanente precipitado re-extraído. Los sobrenadantes se
combinaron y se eluyeron a través de cartuchos pre-activados de Sep-Pak C18. Las toxinas se eluyeron
con 80 % metanol y detectadas mediante un equipo HPLC -UV Shimadzu HPLC siguiendo el mismo
procedimiento que el presentado en las muestras de agua
78
5. ESTUDIO CUALI-CUANTITATIVO
DE ALGAS FITOPLANCTONICAS EN
LOS ESPACIOS MUESTREADOS
79
5. 1. Breve descripción de los espacios muestreados
5.1.1. Río de La Plata.
El Río de la Plata es un estuario del Océano Atlántico en América del Sur formado por la confluencia
de los ríos Paraná y Uruguay. Sirve de frontera, en todo su recorrido, entre la República Argentina y la
República Oriental del Uruguay. Por su lado sureste desemboca en el Mar Argentino. Tiene forma de
"muesca" triangular de 290 km de largo. La cuenca combinada del Río de la Plata y sus afluentes tiene
una superficie de aproximadamente 3.200.000 km². Es considerado por los países ribereños como el
río más ancho del mundo (Lorenzini y col, 1997).
El Paraná presenta una descarga media anual de 16.000 m3.s-1, con un caudal máximo durante el otoño
y mínimo en primavera y el Uruguay de 6.000 m3.s-1, con un máximo en invierno y mínimo en verano,
aunque en realidad su régimen es altamente variable. Si bien existen otros ríos y arroyos que desaguan
en el estuario, como por ejemplo el Luján, Reconquista y los ríos Salado y Samborombón en la bahía
homónima, el caudal del Río de la Plata puede ser calculado como el resultado de la descarga de sus
dos tributarios principales y se ha estimado un valor medio de 22.000 m3.s-1 (Lasta y col, 2003).
Fig. 1. Cuenca del Río de la Plata.
La diferencia entre el período de máximo caudal (abril a julio) y el de mínimo (diciembre a marzo) es
aproximadamente del 22%. Para altas y bajas excepcionales, los máximos y mínimos registrados en el
80
Río de la Plata (antes de la construcción de las numerosas represas de la cuenca) eran de 75.000 y
4500 m3.s-1.
El clima de la región donde se desarrolla la cuenca del río es templado y húmedo. Los vientos más
fuertes son del Sur y los más débiles del NO. El viento Pampero, que sopla desde el SO, el del sudeste
(sudestadas) y del SE-SSE, son los más típicos. Las sudestadas son los vientos más intensos: pueden
alcanzar los 75 a 90 Km.h-1, causando crecidas e inundaciones sobre la costa bonaerense (Pereyra,
1999). Se ha determinado que vientos del SE de 20 a 50 Km.h-1 pueden elevar el nivel del río en 1 m,
y a la inversa, los vientos del O (Pampero) y del N pueden provocar importantes bajantes. El nivel del
agua en el Río de la Plata también está influido por la proximidad del Océano Atlántico y su régimen
de mareas. La pleamar astronómica que se produce cada 12 h. aproximadamente, eleva el nivel del
agua con amplitudes que no superan el metro, variando comúnmente entre 0.46 y 0.52 m, lo que
corresponde a un rango micromareal (Simionato y col, 2005).
La amplitud de la onda de marea, está influenciada por los vientos. La mayor parte del tiempo (el
67%), el nivel del agua se encuentra entre 0.30 y 1.29 m. Sin embargo, cuando soplan vientos de gran
intensidad, se producen crecidas o bajantes, la máxima y la mínima registradas fueron de 4.06 m y de
–4.16 m, respectivamente. Las olas más altas se encuentran en la parte exterior del río, alcanzando
0.60 m de altura y las más pequeñas hacia el interior con 0.30 m de altura. La costa argentina
constituye una barrera de protección del oleaje que se propaga desde el exterior del río. Los vientos
que causan el mayor oleaje son los provenientes del Este y en menor medida los del Oeste (AMBA,
2007).
Dada la importancia del agua para la vida humana y atendiendo los antecedentes bibliográficos
descriptos en la introducción general del presente trabajo respecto a la proliferación de algas
Cyanophyta en reservorios de aguas continentales, se consideró fundamental efectuar el estudio del
perfil fitoplanctónico en el Río de la Plata dado que abastece de agua, entre otras, a las poblaciones de
las ciudades de La Plata, Ensenada y Berisso para conocer la calidad del agua de este limnotopo.
Con este propósito se realizó el estudio taxonómico del fitoplancton y la evaluación de la abundancia
relativa de cada taxón en este ambiente.
81
La ubicación de los tres puntos de muestreo en el Río de la Plata fueron: Rotonda de acceso
(34º50´04´´S y 57º52´41´´O) es un punto recreacional de entrada al río; Toma de Agua de la planta
potabilizadora Donato Gerardi (Ensenada, Argentina) (34º49´13´´S y 57º57´49´´O) que representa la
calidad del agua sin tratar e Isla Santiago ubicada en las proximidades de la boca de acceso al puerto
de La Plata (34º49'51''S y 57º56'50''O), aproximadamente distante unos 10 km de los puntos
anteriores. En la Fig. 1 de la sección Materiales y Métodos se presenta la ubicación de cada uno de los
tres puntos de muestreo.
5.1.2. Laguna Aeroclub y Laguna Salada
Adicionalmente al Río de la Plata se tomaron muestras en las siguientes lagunas pertenecientes al
Municipio de Ensenada: laguna Aeroclub (34º52´48´´S, 57º57´37´´O), laguna Salada (34º50´46´´S,
57º57´23´´).
La laguna de Aeroclub está ubicada sobre diagonal 74 (Av. Domingo Mercante), camino a la localidad
de Punta Lara (Ensenada), a 150 mts del acceso a la Autopista Bs As-La Plata. Es un cuerpo de agua
artificial muy profundo anegada desde hace más de 50 años. Es reconocida por su profundidad que
varia entre 1.5m a más de 45 metros en algunos sectores. Abundan camarón, bagres, sábalos, tarariras,
pejerrey chico, entre otras especies. En reiteradas oportunidades se ha descripto la presencia de peces
muertos en la zona. La Laguna Salada se encuentra enfrente y comparte similares características a la
del Aeroclub.
Sus suelos están constituidos por limos arcillo-arenosos y arcillas limo-arenosas, castaño claro a
moderado, con algunos niveles gris amarillento. Presenta un aspecto compacto, con tramos afectados
por edafización. Son frecuentes las zonas de edafización superpuestas, interrumpidas por la presencia
de alguna capa de escaso espesor de sedimentos eólicos o acumulados en un medio ácueo (lacustre o
fluvial). La Fig. 2 de la sección materiales y métodos presentan un mapa de ambas lagunas.
5.2. Estudio cualitativo de cianobacterias en muestras provenientes diferentes ambientes
La observación de muestras al microscopio es de vital importancia para el reconocimiento e
identificación de las cianobacterias presentes en cada cuerpo de agua. Esta metodología se caracteriza
82
por su relativamente bajo costo. No obstante, implica un importante entrenamiento en la identificación
y disponer de bibliografía amplia y actualizada. Cabe destacar que, si bien el análisis de las
características morfológicas permite la identificación de géneros y especies, este por sí solo no es
suficiente para discriminar entre cepas toxígenas y no toxígenas. Para el diagnóstico de poblaciones
productoras de toxinas se han desarrollado herramientas basadas en el conocimiento de la biología
molecular, las cuales complementan a las técnicas microscópicas.
Según Komárek y Anagnostidis (1986, 1998, 2005) y Anagnostidis y Komárek (1988, 1989) las
Cyanobacteria (en su concepto Cyanoprokaryota), se clasifican en 4 Ordenes: Chlorococcales,
Oscillatoriales, Nostocales y Stigonematales, aunque recientemente las Stigonematales han sido
incluidas en el Orden Nostocales (Hoffmann et al., 2005).
Chroococcales: talo unicelular o colonial; reproducción por división celular (endo o exosporas).
Oscillatoriales: talo filamentoso homocitineo; reproducción por hormogonios u hormocistos.
Nostocales: talo filamentoso heterocistineo, no ramificado o con ramificaciones (falsas o verdaderas);
reproducción por hormogonios u hormocistos.
En estos tres ordenes, se encuentran especies mencionadas como toxígenas. Con estos criterios se
investigaron los diferentes taxas presentes en los ambientes estudiados.
5.2.1. Cianobacterias halladas en muestras provenientes del Río de la Plata
En la Fig. 2 se presentan imágenes de ejemplares del florecimiento ocurrido durante el mes de marzo
de 2005 en el Río de la Plata, donde el taxón predominante fue Microcystis spp. Este género se
caracteriza por:
Género colonial, típicamente planctónico. Colonias macro o microscópicas, esféricas, irregulares,
alargadas, a veces constituido por agrupación de subcolonias, en algunas especies presencia de clatros.
Envoltura mucilaginosa incolora, amplia o estrecha, difluente o firme, desde homogénea a lamelada.
Células esféricas distribuidas irregularmente en el interior de la colonia, con aerótopos. División
celular por fisión en tres planos perpendiculares. Reproducción por desintegración de las colonias.
Planctónicas; forman floraciones acumulativas y evidentes como mancha de pintura y espumas.
83
Fig. 2: Microcystis spp encontrada en muestras del Río de la Plata.
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Chroococcales
Familia Chroococcaceae
Genero Microcystis
Lugar de procedencia Isla Santiago
fecha Marzo 2005
Resolución 10 X y 40X
En Argentina, este género fue citado en las provincias de Buenos Aires, Córdoba, Corrientes, Entre
Ríos, La Pampa, Mendoza, Misiones y Santa Fe. Las toxinas producidas por los miembros de este
género son microcistinas (hepatotoxinas) y lipopolisacáridos (dermatotoxinas) y las especies
mencionadas como toxígenas son: M. aeruginosa; M. botrys; M. farlowiana; M. lamelliformis; M.
novacekii, M. viridis; M. wessenbergii (Echenique y Aguilera, 2009).
La alta biomasa concentrada en las floraciones sumada a la presencia de las cianotoxinas puede
representar un problema para los otros organismos del medio acuático y para el ser humano.
Dada la presencia de cepas de Microcystis spp., se podría pensar que alguna de las mismas sean
toxicogénicas. Estas evaluaciones se presentan en el capitulo 6 de la presente tesis.
Adicionalmente, en el Río de la Plata se hallaron los siguientes organismos:
84
Fig. 3: Cianobacterias presentes en la estación de muestreo Toma de agua
Características del Género Planktothrix (Oscillatoria s pp.) Anagnostidis & Komárek, 1988
Tricomas rectos a ligeramente curvados, levemente constrictos o no a nivel de los tabiques y que se
enangostan, o no, hacia el extremo, solitarios; vaina ausente u ocasionalmente muy fina. Células
cilíndrico-discoides hasta dolioliformes; las terminales con o sin caliptra o, con o sin engrosamiento
apical. Con vacuolas gaseosas. División celular transversal al eje longitudinal. Reproducción por
disgregación del tricoma a partir de necridios. Planctónicas Especies mencionadas como toxígenas: P.
agardhii (Gom.) Anagnostidis & Komárek; P. rubescens (DeCandolle ex Gom.) Anagnostidis &
Komárek.
Las toxinas mas conocidas son microcistinas y neurotoxinas (Echenique y Aguilera, 2009).
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Oscillatoriales
Familia Phormidiaceae
Genero Planktothrix
Lugar de procedencia Toma de agua
fecha Diciembre 05
Resolución 10 X y 40X
85
Fig. 4: Cianobacterias proveniente del punto de muestreo: Rotonda
5.2.2. Estudio cualitativo de cianobacterias en muestras provenientes de las lagunas:
5.2.2.1. Laguna Aeroclub
Se pudo identificar las siguientes Cianobacteria
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Chroococcales
Familia Chroococcaceae
Genero Microcystis
Lugar de
procedencia
Laguna
Aeroclub
fecha Junio 2005
Resolución 10 X
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Oscillatoriales
Familia Phormidiaceae
Genero Planktothrix
Lugar de procedencia Rotonda
fecha Diciembre 05
Resolución 10 X y 40X
86
Fig. 5: Cianobacterias proveniente de la laguna Aeroclub (junio 2005)
Reino Monera
División Cianobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Chroococcales
Familia Chroococcaceae
Genero Microcystis
Lugar de procedencia Laguna Aeroclub
fecha octubre 05
Resolución 10 X y 40X
Fig. 6: Cianobacterias proveniente de la laguna Aeroclub (octubre 2005)
5. 2. 2.2. Laguna Salada
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Nostocales
Familia Nostocaceae
Genero Dolichospermum
(ex Anabaena)
Lugar de procedencia Laguna Salada
fecha Junio 05
Resolución 10 X y 40X
Fig. 7: Cianobacterias proveniente de la laguna Salada (junio 2005)
Las características típicas de Dolichospermum (ex Anabaena) son: talos microscópicos, filamentos
generalmente aislados. Los tricomas pueden ser rectos, curvos o espiralados, isopolares, constrictos o
no. Vaina mucilaginosa firme, hialina cuando está presente. Células redondeadas, elípticas o
87
cilíndricas. Las especies planctónicas presentan aerótopos. Heterocistos siempre intercalares,
solitarios, o a intervalos regulares a lo largo del tricoma. Acinetos redondeados, elípticos, oblongos o
cilíndricos.
En Argentina, especies de este género fueron citadas en las provincias de Buenos Aires, Córdoba,
Corrientes, Entre Ríos, Misiones, Neuquén, Río Negro, Salta, San Luis y Santa Cruz. (Echenique y
Aguilera, 2009).
Las toxinas descriptas para los taxa pertenecientes al género Dolichospermum son péptidos
(microcistinas) y alcaloides. Entre los alcaloides con propiedades neurotóxicas, se encuentran los más
potentes, tales como anatoxinas a, anatoxinas a(s) y saxitoxinas. Las especies citadas como toxígenas
son: D. affinis; D. circinalis; D. flos-aquae; D. lemmermannii; D. planctonicum; D. spiroides; D.
spiroides var. contracta (Echenique y Aguilera, 2009).
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Nostocales
Familia Nostocaceae
Genero Dolichospermum
(ex Anabaena)
Lugar de
procedencia
Laguna Salada
fecha Agosto 05
Resolución 10 X y 40X
Fig. 8: Aislamiento de cianobacterias proveniente de la laguna Salada (agosto 2005)
88
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Chroococcales
Familia Chroococcaceae
Género Microcystis
Lugar de procedencia Laguna Salada
Fecha agosto 05
Resolución 10 X
Fig. 9: Aislamiento de cianobacterias proveniente de la laguna Salada (agosto 2005)
Reino Monera
División Cyanobacteria
Clase Cyanophyceae
Orden Nostocales
Familia Nostocaceae
Género Dolichospermum (ex
Anabaena
Lugar de
procedencia
Laguna Salada
Fecha Octubre 05
Fig. 10: Aislamiento de cianobacterias proveniente de la laguna Salada (octubre 2005)
Se observa que en los ambientes lénticos la mayor representatividad dentro se las cianobacterias, se
centra en especies pertenecientes a los géneros Microcystis y Dolichospermum. Ello coincide con los
géneros más comúnmente asociados con el desarrollo de floraciones tóxicas en nuestro país que son
Microcystis y Dolichospermum, mientras que las cianotoxinas mayormente citadas son las
microcistinas, quizás por ser las más estudiadas. Recientemente se detectó la presencia de
neurotoxinas en muestras colectadas en el Río Salado (Provincia del Chaco), donde los géneros
89
predominantes fueron Rhaphidiopsis, Planktothrix y Cylindrospermopsis (Echenique y Aguilera,
2009).
5. 3. Aislamiento y cultivo de cianobacterias en floraciones de los cuerpos de agua estudiados.
Entre los objetivos del presente trabajo de tesis se encuentra el aislamiento y cultivo de cianobacterias
a partir de los florecimientos registrados.
En algunos de los episodios de florecimientos luego de la toma de muestra, la suspensión
cianobacteriana experimentó un severo proceso de autolisis en el término de tres a cuatro horas, lo
cual impidió efectuar el aislamiento y cultivo de las cianobacterias en medios corrientes de laboratorio
tales como el Z8, utilizado para mantenimiento de cultivos de colección de microalgas. Para prevenir
el proceso de lisis las muestras fueron procesadas inmediatamente de efectuada la toma de muestra.
Los cultivos se operaron en fase líquida y también solidificados mediante el agregado de agar-agar.
Los medios solidificados para el aislamiento no resultaron efectivos no lográndose aislar en medio
sólido. Como consecuencia, se decidió trabajar en medios líquidos.
Las especies aisladas de episodios de floraciones, se cultivaron en medio de cultivo Z8 e incubadas a
temperatura (26± 1°C) e iluminación controlada (26W.m-2). Periódicamente se realizaron repiques en
el medio Z8.
En la Fig. 11 se muestra un cultivo de Microcystis aeruginosa en medio Z8 proveniente de un
florecimiento del Río de la Plata en marzo 2005.
90
Figura 11: Cultivo de Microcystis aeruginosa en medio Z8 proveniente de florecimientos del Río de la
Plata.
Se logró poner en cultivo estirpes Microcystis aeruginosa aislada del ambiente. La evaluación de su
toxicidad se presenta en el capítulo 6.
5. 4. Estudio cuantitativo de los diferentes taxa hallados en el Río de la Plata.
En la evaluación de presencia, densidad celular y potencial riesgo toxicológico de proliferaciones
masivas de cianobacterias es imprescindible el diseño e implementación de un plan de monitoreo. El
mismo implica la toma de muestras para análisis cualitativos y cuantitativos del fitoplancton, así como
para la evaluación de toxicidad. Asimismo, es necesaria la determinación de parámetros
complementarios tales como pigmentos fotosintéticos y parámetros físicos y químicos (nutrientes
esenciales, pH, conductividad eléctrica, temperatura, etc.). Ello es foco de estudio en el capitulo 7.
En la Tabla 1, se muestran los resultados obtenidos del estudio taxonómico de algas fitoplanctónicas
del monitoreo realizado en aguas continentales correspondientes a las muestras del Río de la Plata
colectadas en la zona próxima a la toma de agua de la planta potabilizadora que abastece a las
ciudades de La Plata. Ensenada y Berisso.
Durante el periodo de estudio, las Cyanophyta presentaron una alta concentración de células en las
muestras del mes de septiembre, con niveles de 81000 cel.ml-1. Por otra parte, se obtuvieron bajos
recuentos en las muestras correspondientes al mes de julio con niveles de 750 cel.ml-1 mientras, que
durante el mes de agosto no se observó la presencia de Cyanophyta.
Las especies del género Microcystis presentaron en altas densidades en marzo 2005, con 51000 cel.ml-
1, resultando este taxón quién representó el total de las Cyanophyta halladas. Asimismo, ello coincidió
con un intenso florecimiento en la zona de muestra. Una fotografía perteneciente al florecimiento
registrado en la estación de muestreo Toma de agua, se presenta en la Fig. 12.
De igual manera, en abril 2005 se observó otro florecimiento que coincidió con la presencia de peces
muertos en la zona. En esta oportunidad, los recuentos de Microcystis spp. alcanzaron niveles de
48900 cel.ml-1, resultando nuevamente el taxón que representó el total de las Cyanophyta halladas.
Una fotografía del florecimiento en esta oportunidad se presenta en la Fig. 13.
91
Durante el monitoreo realizado en el presente trabajo se observó en octubre una baja concentración
Microcystis spp. con niveles de 950 cel.ml-1. De igual manera, de julio a septiembre Microcystis spp.
no fue detectada en nuestro estudio.
Fig. 12: Florecimiento observado en marzo 2005 en la estación de muestreo Toma de agua de la planta
potabilizadora.
Fig. 13: Florecimiento observado en abril 2005 en la estación de muestreo Toma de agua de la planta
potabilizadora.
92
Las Chlorophyta presentaron un mayor número de células en septiembre de 118200 cel.ml-1. En
contraposición, durante el mes de febrero de 2006 presentaron una menor densidad de células de 150
cel.ml-1. Sin embargo, desde marzo hasta abril no se observaron células de Chlorophyta.
Por otro lado, las Chrysophyta mostraron altos recuentos celulares en enero (5940 cel.ml-1) y mayo
(6000 cel.ml-1). Entre tanto, en marzo observamos una baja densidad celular, 300 cel.ml-1 y además, no
se observaron organismos pertenecientes a las Chrysophyta, desde agosto hasta octubre.
En nuestro estudio observamos una máxima densidad total del fitoplancton en septiembre con 199200
cel.ml-1, mientras que durante el mes de agosto se detecto un mínimo de 500 cel.ml-1 en las muestras
del Río de la Plata.
La variación de la densidad de células de cianobacterias y Microcystis spp en muestras del Río de la
Plata se presentan en la Fig.14. Puede observarse que en octubre, el 5% de las Cianobacteria
pertenecían al género Microcystis. De igual manera, observamos que el 100% de las cianobacterias
detectadas en marzo de 2005, junio de 2005 y febrero de 2006 corresponden a Microcystis spp.
Fig. 14: Dinámica celular de las Cianobacteria y de Microcystis spp. en muestras del Río de la Plata
(Toma de Agua).
93
La dinámica hídrica de este gran cuerpo de agua, al igual que la de varios de los que integran la
cuenca, favorece el desarrollo de floraciones de cianobacterias las que son transportadas aguas abajo,
hacia el Río de la Plata, donde encuentran condiciones ideales para que dicho fenómeno se magnifique
aún más.
Una gran variedad de factores tales como luz, temperatura, concentración de de oxígeno disuelto,
disponibilidad de nutrientes, velocidad de los vientos, dinámica hídrica, e incluso el impacto del
zooplancton etc., han sido vinculados en forma contradictoria con el desarrollo de fitoplancton. Las
condiciones ambientales requeridas para el desarrollo de florecimientos tóxicos son hasta ahora
desconocidas. Sin embargo, las Cianobacteria, sean tóxicas o no, generalmente son favorecidas por
condiciones tales como importante concentración del fósforo total, alta temperatura, alta estabilidad de
la columna de agua, baja presión del pastoreo del zooplancton y baja relación nitrógeno a fósforo
(N:P) (Paerl 1998, 1996, Hyenstrand et al., 1998).
Unos pocos estudios de campo han mostrado la prevalencia de las condiciones ambientales a ser
relacionadas con la toxicidad del florecimiento en el agua, siendo estos contradictorios. La
concentración de microcistina ha sido correlacionada positivamente con la radiación solar y la
temperatura del agua, el fósforo total disuelto, el nitrógeno total y los nitratos (Kaebernick et al., 2001,
Kotak et al., 2000 y Chrous et al., 1999).
Por otro lado, otros estudios no encontraron correlación entre microcistina versus temperatura del
agua, correlación negativa con la radiación solar, fósforo o nitratos (Perona et al., 1998).
Por ello, en el presente trabajo de tesis se evaluó la variación de las condiciones ambientales dadas por
la temperatura, el pH, la conductividad eléctrica, el contenido de hierro, el fósforo, el nitrato y la carga
microbiana dada por las bacterias coliformes totales y fecales, durante el monitoreo y su influencia
sobre el desarrollo de algas toxicogénicas. Este tema se desarrolla en el capítulo siguiente
94
Tabla 1: Variación del contenido de algas por familias presentes en muestras del Río de la Plata, (Toma de agua) en función del tiempo. Análisis taxonómico.
2005 2006
Ene Feb. Mar Abr. Mayo Jun. Jul. Ago. Sep. Oct. Nov. Dic. Ene Feb. TAXA
cel.ml-1
CYANOPHYTA
TOTAL 13680 30800 51000 48900 32000 14850 750 0 81000 18500 20800 21675 17100 14700
Microcystis spp. 7560 30000 51000 48900 25000 14850 0 0 0 950 4300 10425 17100 14700
CHLOROPHYTA
TOTAL 420 400 0 0 1250 450 300 500 118200 7800 2800 600 300 150
CHRYSOPHYTA
TOTAL 5940 600 300 600 6000 2550 1850 0 0 0 5300 1125 5850 2850
Total cel.ml-1 20040 31800 51300 49500 39250 17850 2900 500 199200 26300 29300 23400 23250 17700
95
6. FACTORES QUE AFECTAN EL
DESARROLLO DE
CIANOBACTERIAS
Y CIANOTOXINAS
96
6. 1. Introducción
El crecimiento de las cianobacterias y la producción de cianotoxinas frente diferentes variables
ambientes así como a la disponibilidad de los nutrientes disueltos es otro aspecto que aún requiere
investigación.
Como se mencionó anteriormente, para lograr una correcta evaluación de la ocurrencia de floraciones
de cianobacterias y sus cianotoxinas se requiere implementar un monitoreo que incluya la observación
del sistema a estudiar, la obtención de muestras para analizar los aspectos bióticos (ej. presencia de
cianobacterias y toxinas) y el registro de variables abióticas relacionadas con el crecimiento de las
cianobacterias (ej. temperatura, lluvia, nutrientes, etc).
En este sentido, el presente capítulo proponer realizar un monitoreo de las cianobacterias y
cianotoxinas en los ambientes estudiados durante un año y determinar en forma conjunta los factores
bióticos, abióticos y biológicos que pudieran ejercer efectos sobre el desarrollo de estirpes
toxicogenicas.
Los puntos de muestreo son los descriptos en la sección de materiales y métodos y corresponden a tres
puntos sobre el Río de la Plata (Rotonda, Toma de agua e Isla Santiago) y en dos lagunas de la
localidad de Ensenada (Laguna Aeroclub y Laguna Salada). A continuación se presentan los
resultados obtenidos luego de un año de monitoreo. Se estudiaron la variación de la temperatura, el
pH, la conductividad, el contenido de hierro, de fósforo, de nitrato, de nitrito, de coliformes totales y
fecales, de Cianobacterias, de Microcystis spp., de clorofila y de toxina Microcistinas en función del
tiempo.
6.2. Variación de la temperatura en función del tiempo
La medición de la temperatura es de fundamental importancia para la explicación de los fenómenos
fisicoquímicos y biológicos que operan en aguas naturales. Las elevadas temperaturas que resultan de
las descargas de agua caliente pueden tener un impacto ambiental significativo. Asimismo, un
aumento de la temperatura produce una disminución de la solubilidad de los gases disueltos como el
oxígeno (Bain y Stevenson, 1999).
97
Los resultados de la variación de temperatura en función del tiempo para cada punto de muestreo se
presentan en la Fig. 1. Una máxima temperatura de 30°C se observó en febrero del 2005 y en enero del
2006 mientras, la mínima temperatura osciló entre los 11° a 12°C en los meses de julio y agosto del
2005.
La temperatura de los puntos muestreados manifiesta diferencias significativas (p<0.05) durante el
periodo de estudio.
Según el análisis de varianza, Laguna Aeroclub no presentó diferencias significativas (p<0.05) ni con
Toma de Agua, ni Isla Santiago en la temperatura, sin embargo si se observa variaciones significativas
(p<0.05) en Laguna Salada y Rotonda.
Fig. 1: Variación de la temperatura en función del tiempo para cada punto de muestreo.
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
Respecto a Laguna Salada, no muestra variaciones significativas (p<0.05) con Isla Santiago en la
temperatura no obstante, reflejan diferencias significativas (p<0.05) con el resto de los puntos
muestreados.
En el caso de Rotonda Punta Lara presenta diferencias significativas (p<0.05) con Laguna Aeroclub,
Laguna Salada, Toma de Agua e Isla Santiago en la temperatura.
98
Conforme a los resultados del ANOVA, la temperatura promedio más alta se muestra en rotonda con
23.1°C contrario a Toma de Agua, quien refleja el promedio más bajo en temperatura con 21.3°C. En
el anexo se presentan los resultados del ANOVA aplicado.
En nuestros resultados la temperatura presenta un valor medio de 20.8ºC y un máximo de 30ºC, si lo
comparamos con los valores publicados por Amé et al. (2003) en lago San Roque (Córdoba,
Argentina) que muestra un máximo de 29.1ºC, veremos que solo presentan una diferencia del 2%. Las
características térmicas del sistema en estudio son muy variables con el tiempo, así la temperatura está
influenciada por la variación estacional y la dinámica del ecosistema.
6. 3. Variación del pH en función del tiempo
La medición de pH es una de las determinaciones más importantes y frecuentes en la química del
agua. Prácticamente todas las fases del tratamiento de potabilización de las aguas de la cuenca como
también de los tratamientos de depuración de efluentes cloacales e industriales dependen del pH
(Nemerow, y Dasgupta, 1998). Los resultados de la variación de pH en función del tiempo para cada
punto de muestreo se presentan en la Fig. 2.
Fig. 2: Variación de pH en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
99
En la Fig. 2, se observa que el pH presentó un valor máximo de 10.20 en abril del 2005 en los
siguientes puntos de muestreo: Isla Santiago y la rotonda; en cambio, en el mes de septiembre del
2005 se aprecia un pH mínimo de 7.23. De igual manera, en el mes de junio tendió a disminuir el pH
en un rango de 7.45 a 8.00.
Entre las estaciones de muestreo, el pH mostró diferencias significativas (p<0.05) por tal razón, se
efectúo un LSD para determinar entre cuales existen tales diferencias. Toma de Agua mostró
diferencias significativas (p<0.05) en el pH con el resto de las áreas evaluadas. Mientras, Laguna
Aeroclub no presento diferencias significativas (p<0.05) en el pH con Laguna Salada, Rotonda e Isla
Santiago pero si variaciones significativas (p<0.05) en Toma de Agua.
Acorde a los resultados del análisis de varianza, Laguna Aeroclub exhibe el promedio más alto en pH
con 8.63 seguido por Laguna Salada con 8.61. Por otro lado, las muestras del punto de muestreo Toma
de agua presentan el promedio más bajo de pH respecto a las otros puntos de muestreo, el cual fue de
8.02.
El Análisis de varianza efectuado al pH de cada área de estudio se puede observar en el anexo.
Amé et. al. (2003) en su estudio sobre florecimientos de cianobacterias en lago San Roque (Córdoba,
Argentina) muestra un pH promedio de 8.23 y un máximo de 9.35 mientras que nuestros puntos de
muestreo en el Río de la Plata (La Plata, Argentina) presentan un pH de 8.35 y un máximo de 10.20 es
decir que nuestros niveles de pH respecto a los del Lago San Roque tienen una diferencia de 4%. Los
resultados encontrados en las muestras del Río de la Plata resultaron ser diferentes a los presentados en
el informe de la Calidad de Aguas de la Franja costera sur del Río de la Plata durante el periodo 1992-
1995 donde informan que los valores de pH registrados se encuentran en el intervalo 7.00 a 7.40. Este
informe corresponde a las Publicaciones del Consejo Permanente para el monitoreo de la calidad de
las aguas de la franja costera sur del Río de la Plata (1997). El análisis de los valores de pH indica que
el Río de la Plata ha aumentado el valor de pH máximo (máximo pH 10.20 en el período estudiado)
respecto al valor informado de 7.40 encontrado en 1997.
Por ultimo, debe mencionarse que los niveles guía de calidad en función de los distintos usos del
recurso, le asignan al pH un rango de 6.50 a 8.50 para todo uso, con lo cual se concluye que el Río de
100
la Plata en determinados momentos, no cumple con los niveles guías de calidad de la Cuenca del Plata
en el área de estudio.
6. 4. Variación de la conductividad en función del tiempo
La conductividad es una medida de la capacidad de una solución acuosa de transportar la corriente
eléctrica. Depende de la presencia de iones, de su concentración total de su movilidad y balance y de
la temperatura de medición. Soluciones de compuestos orgánicos son relativamente buenas
conductoras mientras que compuestos orgánicos que no se disocian en soluciones acuosas conducen
muy poco la corriente eléctrica (Chang, 2003).
Los resultados de la variación de conductividad en función del tiempo para cada punto de muestreo se
presentan en la Fig. 3.
Variación de la Conductividad en función del tiempo
200
300
400
500
600
700
800
900
ene-0
5feb-05
mar-05
abr-0
5
may-05
jun-05jul-0
5
ago-05
sep-0
5oct-
05
nov-05
dic-05
ene-0
6feb-06
uS/c
m
LA LS RT TA IS
Fig. 3: Variación de la conductividad en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
101
Se registró una conductividad máxima de 868 μS.cm-1 en Enero de 2006 y 840 μS.cm-1 en febrero de
2005 en las lagunas de Salada y Aeroclub respectivamente. Entre tanto, en el mes de noviembre se
aprecia una conductividad mínima de 228 μS.cm-1.
En el periodo de estudio se presentaron diferencias significativas (p<0.05) en la conductividad de las
áreas muestreadas. Se efectuó un análisis de LSD para determinar las diferencias encontrando que, la
conductividad de Rotonda no tuvo diferencias significativas (p<0.05) con la de Isla Santiago y Toma
de agua. También, se evidenció que Laguna Aeroclub presentó diferencias significativas (p<0.05) con
los otros puntos muestreados.
Con relación a Laguna Salada, la conductividad presentó diferencias significativas (p<0.05) con
Laguna Aeroclub, Rotonda, Toma de agua e Isla Santiago. En cambio Toma de Agua mostró
diferencias significativas (p<0.05) con Isla Santiago, Laguna Salada y Laguna Aeroclub debido a que
estos son diferentes puntos del Río de la Plata.
La mayor conductividad obtenida fue en Laguna Salada con un promedio de 736.42 μS.cm-1 seguido
por Laguna Aeroclub con 593.85 μS.cm-1. Por el contrario, Toma de Agua refleja la menor
conductividad con un promedio de 322.71 μS.cm-1. El anexo presenta los resultados del análisis de
varianza practicado.
Los resultados encontrados en las muestras del Río de la Plata resultaron ser similares a los
presentados en el informe de la Calidad de Aguas de la Franja costera sur del Río de la Plata durante el
periodo 1992-1993 donde se detectaron valores medios de 224 μS.cm-1 y un máximo de 432 μS.cm-1
en las campañas 1992-1993, mientras que también presento un valor máximo de 1770 μS.cm-1 en la
estación Santo Domingo en el año 1994/1995.
6. 5. Variación del contenido de hierro en función del tiempo
Es sabido que la producción de toxina por Microcystis aeruginosa está influenciada por condiciones
de cultivo limitantes en determinados metales siendo asimismo dependiente de la luz. Lukac y
Aegerter (1993) estudiaron la influencia de trazas de metales sobre el crecimiento y producción de
toxina por M. aeruginosa y encontraron que el hierro tiene efecto sobre la producción de toxina,
indicando que el contenido de toxina aumenta cuando la concentración de hierro decrecía. Sin
102
embargo, los estudios de Utkilen and Gjølme, 1995 contradicen los anteriores dado que M.
aeruginosa creciendo en cultivo Bach en un medio conteniendo diferentes concentraciones de EDTA
(la concentración de hierro decrece cuando la concentración de EDTA aumenta) encontraron que
ambas relaciones: la cantidad de células/proteínas o la relación toxina/proteína eran reducidas al
aumentar la concentración de EDTA. Estas discrepancias pueden ser debidas a las diferentes cepas
empleadas en los estudios. Sin embargo, la producción de toxina en las cepas de Microcystis parece
verse influenciadas de alguna manera por el contenido de hierro. Por ello es que el presente estudio ha
considerado estudiar la variación de hierro en las muestras analizadas durante el período estudiado.
Los resultados de las determinaciones de hierro en los distintos puntos de muestreo durante el periodo
de estudio presentan en la Fig. 4.
Fig. 4: Variación del contenido de hierro en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
En la Fig. 4 se observan picos altos de 0.87 mg de Fe.L-1 en febrero de 2006 y 0.84mg de Fe.L-1 en
julio de 2005. En tanto picos bajos de 0.01mg de Fe.L-1 se evidencian en los meses de marzo, mayo,
junio y diciembre de 2005.
Los puntos de muestreo presentan diferencias significativas (p<0.05) en el contendió de hierro según
el ANOVA. A través del LSD, se detecto que entre Laguna Aeroclub y Laguna Salada no hay
103
diferencias significativas (p<0.05) en el contenido de hierro pero ambas difieren del resto de las áreas
evaluadas. Las muestras de la Rotonda no presenta diferencias significativas (p<0.05) con Toma de
Agua e Isla Santiago en los niveles de hierro y entre los últimos puntos de igual manera no se
observan variaciones significativas (p<0.05).
En consonancia con los resultados del ANOVA, Laguna Salada presentó el menor contenido de hierro
0.12mg.L-1 durante el periodo de estudio e Isla Santiago con 0.38 mg.L-1 de Fe muestra el mayor valor
promedio.
El Análisis de varianza del contenido de Hierro de cada área de estudio se puede observar en el anexo.
En las áreas evaluadas los niveles de hierro presentaron un promedio de 0.27 mg.L-1 y un máximo de
0.87 mg.L-1. Entre tanto, en el lago San Roque (Córdoba, Argentina) se encuentran valores medios de
0.10 mg.L-1 y un máximo de 0.54 mg.L-1 lo que indica una diferencia del 23% en ambos reservorios.
Los valores guías tomados de Secretaría de Recursos Hídricos 1992, para calidad de agua destinados a
provisión de agua son de 0.20 mg.L-1 como valor máximo y de 0.10 mg.L-1como límite recomendado.
Ello indica que en todos los ambientes muestreados, la mayoría de los muestreos exceden los máximos
tolerables.
6. 6. Nutrientes
Se denominan nutrientes a aquellas especies inorgánicas disueltas en el agua que sirven como alimento
a los primeros eslabones de la cadena alimentaria, tales como las algas unicelulares. Los más
importantes son iones derivados de la descomposición de la materia orgánica y aportes inorgánicos
(Margalef, 1983). La descomposición de la materia orgánica por bacterias proteolíticas, producen
amoníaco (amoniación); a su vez el grupo de de bacterias autótrofas del tipo de las nitrosomonas
convierten amoniaco o al ión amonio en nitrito. Un segundo grupo de bacterias autotrofas
(nitrobacterias) convierten el nitrito en ión nitrato. Todos estos cambios corresponden a procesos de
oxidación (Herrero et. al, 2001). El nitrito es la especie química del nitrógeno que usualmente se halla
en cantidades muy pequeñas en aguas superficiales. Este ión es muy inestable en presencia de
oxígeno. Su presencia en concentraciones relativamente elevadas indica procesos biológicos activos
influenciados por la contaminación orgánica.
104
El nitrato es la principal forma del nitrógeno inorgánico que se halla en aguas naturales. Este ión
altamente soluble es la forma más estable y representa el estado de oxidación mayor del nitrógeno y
sus compuestos.
Los niveles guías de estos nutrientes para uso I (aguas destinadas para consumo humano con
tratamiento convencional según los Niveles Guía de la Cuenca del Plata dado por la Secretaria de
Recursos Hídricos de la Cuenca del Plata (1992) son:
Nitrito: máximo 0.10 mg.L-1 como N-NO2-
Nitrato: Máximo 10 mg.L-1 como N-NO3-
Al considerar los nutrientes del fósforo, solo se hace mención en general a su forma mas soluble, el
ión fosfato que normalmente se encuentra en cantidades apreciables (Holtan y col, 1988). Las
principales fuentes de fósforo son los desechos cloacales, industriales y drenajes agrícolas de tierras
fertilizadas característica que comparte con los nutrientes del nitrógeno (Pedrozzo y col, 1991).
6. 6. 1. Variación del contenido de fósforo total en función del tiempo
Los resultados de la variación de fósforo en función del tiempo para cada punto de muestreo se
presentan en la Fig. 5.
El aumento del fósforo es considerado un marcador confiable del estado trófico de una ecosistema
acuático debido a que se halla estrechamente relacionado a las floraciones algales (Meichtry y col.
2007). Sin embargo, los lagos eutróficos responden lentamente o fallan en responder a una disminución
en la entrada de fósforo debido a procesos químicos internos del lago. La eutrofización puede estar
relacionada a alteraciones en el ciclo del fósforo (Carpenter et al. 1998).
105
Fig. 5: Variación del contenido de fósforo total en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
La Fig. 5 en el punto de muestreo Toma de agua, muestra altos niveles de fósforo total en Octubre de
2005 (1.78mg.L-1) y bajos niveles de fósforo total en agosto (0.02mg.L-1) y septiembre (0.03mg.L-1) de
2005. Estos niveles son comparables a los registrados en el informe de la Calidad de aguas de la franja
costera sur del Río de la Plata durante el periodo 1992-1993 donde detectan valores de 1.30 a 1.70
mg.L-1 en la salida de los arroyos Sarandí y Santo Domingo respectivamente. Según este informe, en
las zonas del Río de la Plata, la distribución de contaminantes provenientes de las descargas cloacales
permite observar un desplazamiento de las plumas de distribución de contaminantes que se desplazan
hacia el sur aguas adentro. Asimismo, el contenido de fósforo total promedio en nuestros puntos de
muestreo en el Río La Plata (La Plata, Argentina) fue de 0.62mg.L-1 con un máximo de 1.78mg.L-1.
Por otra parte, los niveles de fósforo obtenidos en la laguna Aeroclub permiten observar los valores
más altos de fósforo, siendo mayores a 4.80 mg.L-1. Esto indica un ambiente hipertrófico típico de una
laguna.
Los niveles de fósforo en los puntos de muestreo presentan diferencias significativas (p<0.05) en el
periodo de estudio. En base a los resultados obtenidos, se realizo un LSD detectándose diferencias
significativas (p<0.05) entre Laguna Aeroclub con Rotonda, Toma de Agua y Isla Santiago.
106
En el caso de Laguna Salada, se presenta el mismo comportamiento en los niveles de fósforo que en
Laguna Aeroclub y entre ambos puntos de muestro no se muestran variaciones significativas (p<0.05)
en el contenido de Fósforo. También en el análisis de varianza, se observa que entre La Rotonda con la
Toma de Agua e Isla Santiago no se exponen diferencias significativas (p<0.05) en el contenido de
Fósforo.
Asimismo, los valores de fósforo total publicados por Amé et al (2003) en el lago San Roque
(Córdoba, Argentina) presenta un pico máximo de 2.39mg.L-1 lo que equivale un 13% de diferencia
respecto a los niveles de fósforo total obtenidos en nuestros estudio.
En proporción con los resultados del ANOVA, Toma de Agua manifiesta el menor promedio de
fósforo (0.31mg.L-1) respecto al resto de las áreas evaluadas. Mientras, Laguna Salada con 0.946mg.L-
1 de fósforo, muestra el promedio más alto.
El Análisis de varianza del contenido de fósforo en cada área de estudio se aprecia en el anexo.
Asimismo, es posible calcular el índice de estado trófico que corresponde al dado por
Índice de Estado Trófico de Carlson (1977) o TSI (Trophic State Index) TSI (Fósforo total) = 10 x ((2.46 + (6.68 + 1.15 ln Pt*)) ln 2.5
donde Pt= Fósforo total (mg.L-1) Para las muestras tomadas en los diferentes sitios considerando el rango de los valores hallados de
fósforo durante el monitoreo, podemos calcular el rango del índice trófico para cada ambiente.
Los ambientes se caracterizan por tener elevadas concentraciones de fósforo total en niveles de de
0.80- 4.80 mg L-1, a partir del cual el cálculo de TSI arrojó valores que varían entre 77-119 mg L-1
(Tabla 1) que superan ampliamente el límite sugerido de TSI de 50 mg L-1.
De acuerdo a los valores que alcanza el TSI podemos diferenciar cuatro categorías: Oligotrófico (TSI
< 30), Mesotrófico (30 < TSI ≤ 60), Eutrófico (60 < TSI <90), Hipereutrófico (TSI > 90) Carlson
(1977).
107
Tabla 1: Valores del Índice de Estado Trófico de Carlson (1977) o TSI para los diferentes
ambientes estudiados.
Sitios de muestreo Fosforo total (mg.L-1)
TSI (mg.L-1)
Laguna Aeroclub 0.2-4.8 77-119
Laguna Salada 0.2-3.8 77-117
Rotonda 0.2-3.0 77-114
Toma de agua 0.2-1.70 77-106
Isla Santiago 0.2-0.8 77-97
Podemos considerar que todas las muestras analizadas se encuentran en estado que varían entre
eutrófico a hípereutrófico según el período estudiado.
6. 6. 2. Variación del contenido de Nitrato en función del tiempo
Los resultados de la variación del nitrato en función del tiempo para cada punto de muestreo se
presentan en la Fig. 6.
Fig. 6: Variación de nitrato en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
108
En la Figura 6, se observa que el nitrato presentó un valor máximo de 12 mg.L-1 en diciembre de 2005
en tanto, en el mes de marzo de 2005 y enero de 2006 se aprecia un mínimo de 0.6mg.L-1 de nitratos.
De igual manera, en agosto de 2005 se obtuvo bajas concentraciones de nitrato de 0.7 mg.L-1.
El análisis de varianza que se detalla en el anexo señala que no existen diferencias significativas
(p<0.05) en el contenido de NO3 entre las áreas muestreadas durante el tiempo de estudio.
Para el caso de las muestras correspondientes a la toma de agua, los niveles encontrados alcanzaron
niveles máximos de 11.9 mg.L-1 siendo estos concordantes con los registrados en el informe de la
Calidad de aguas de la franja costera sur del Río de la Plata durante el periodo 1992-1993. Sin
embargo, el valor de 11.9 mg.L-1 sobrepasa los niveles dados para aguas destinadas para consumo
humano con tratamiento convencional según los Niveles Guía de la Cuenca del Plata que establece
un máximo de nitrato de 10 mg.L-1 como N/NO3-
Según la ocurrencia de nitratos en aguas dulces superficiales del territorio argentino, los datos
correspondientes a muestras de ríos Paraná, Uruguay, Paraguay y Río de la Plata, Período 1987-96
correspondientes a 289 datos informados, se registraron valores entre 0.05 – 10.08 mg N-NO3-.L-1].
En el lago San Roque (Córdoba, Argentina) los estudios de Ame y col., 2003 informan un máximo de
6.33 mg N-NO3 siendo estos valores menores a los datos encontrados en las áreas muestreadas en
nuestro estudio.
6. 6. 3. Variación del contenido de Nitrito en función del tiempo
Los resultados de la variación del nitrito en función del tiempo para cada punto de muestreo se
presentan en la Fig. 7.
La Fig. 7, muestra en el mes de abril de 2005 un nivel máximo de 0.62 mg.L-1 de NO2-
correspondiente al punto de muestreo de Isla Santiago. Asimismo, Laguna Aeroclub presenta también
valores máximos de 0.55 mg.L-1 en febrero 2005 no siendo ello sorprendente debido a que en
reiteradas oportunidades se ha visto a camiones de descargas cloacales realizar vertidos de estos
efluentes en la laguna. Existe informes que indican la existencia de descargas cloacales ilegales
registradas periódicamente en la zona (CEAMSE, 1993 y Flory, 1997).
109
Variación del Nitrito en función del tiempo
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
ene-0
5feb-05
mar-05
abr-0
5
may-05
jun-05jul-0
5
ago-05
sep-0
5oct-
05
nov-05
dic-05
ene-0
6feb-06
mg/l
LA LS RT TA IS
Fig. 7: Variación del contenido de nitrito en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
Luego de un año (febrero de 2006), se aprecia un mínimo de 0.001mg.L-1 de NO2.
Según ANOVA el contenido de NO2- presenta diferencias significativas (p<0.05) en las áreas
evaluadas. Con LSD se detectó diferencias significativas (p<0.05) en los niveles de NO2- entre Laguna
Aeroclub y el resto de las áreas.
La variación estacional fue importante durante el monitoreo realizado, observándose menor
concentración de nitrito en Laguna Salada con valor medio de 0.09 mg.L-1 de NO2-. Como se describió
anteriormente, la mayor concentración de NO2- se obtuvo en Laguna Aeroclub, con un valor promedio
de 0.26 mg.L-1. Estos valores resultan ser concordantes con los registrados en el informe de la Calidad
de aguas de la franja costera sur del Río de la Plata durante el periodo 1992-1993. Los valores hallados
no sobrepasan los niveles dados para aguas destinadas para consumo humano con tratamiento
convencional según “Niveles Guía de la Cuenca del Plata que establece un máximo de nitrito de 0.10
mg.L-1 como NO2-
La ocurrencia de nitritos en aguas superficiales del territorio argentino según datos correspondientes a
muestras de los ríos Paraná, Uruguay, Paraguay y Río de la Plata, período 1988-95 se encontró niveles
de N-NO2- en el rango entre < 0.005 – 9.58 mg.L-l según informes de Agua Superficial, 1999b.
110
En el lago San Roque (Córdoba, Argentina) los estudios de Ame y col., 2003 informan un valor
máximo de 0.16mg.L-1 NO2- siendo menores a los registrados en el presente trabajo, presentado una
diferencia del 66% con los valores obtenidos en nuestro estudio.
6. 7. Variación del número de Coliformes totales y fecales en función del tiempo
Las características microbiológicas de las aguas tienen importancia en la salud pública y en el medio
ambiente. Los aportes cloacales e industriales al cuerpo receptor, determinan el grado de riesgo
bacteriológico de las aguas (Martín y Pila, 2007, Vargas et al, 1996).
Los resultados de la variación del número de coliformes totales y fecales en función del tiempo para
cada punto de muestreo se presentan en la Fig. 8. Los resultados se informan en NMP/100 ml siendo
NMP (Numero Más Probable).
La Fig 8 muestra altos recuentos de coliformes totales en enero (4600 NMP/100ml) y diciembre (4300
NMP/100ml) de 2005. De igual manera, en enero de 2005 se observa un alto número de coliformes
fecales (4600 NMP/100ml). Por el contrario, en noviembre de 2005 se observó el pico más bajo de
coliformes con 1350 NMP/100ml seguido por 1500 NMP/100ml de abril a julio de 2005. Similares
resultados fueron encontrados en el trabajo de Pérez y col. (1993) donde se informó niveles de
coliformes totales entre 500-22000 NMP/100ml y de coliformes fecales 100-7000 NMP/100ml en
muestras tomadas en las costas de la ciudad de La Plata en el año 1993.
En el presente estudio, se obtuvo un valor promedio de 2200 NMP/100ml de coliformes totales
mientras que Amé et al (2003) en lago San Roque (Córdoba, Argentina) indica valores medio de
coliformes totales de 15330 NMP/100ml con un máximo de 240000 NMP/100ml. Nuestros resultados
son 52 veces menor a los reportados en lago San Roque (Córdoba, Argentina).
111
Fig. 8: Variación del número de coliformes totales y fecales en función del tiempo para cada punto de
muestreo. LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla
Santiago.
En el presente trabajo los coliformes fecales presentaron un promedio de 2169 NMP/100 ml y un
máximo de 4600 NMP/100ml en las área muestreadas mientras que los resultados informados en el
lago San Roque (Córdoba, Argentina) informan valores máximos de 28000 NMP/100 ml de
coliformes fecales, es decir, que el número de coliformes fecales documentados en la lago San Roque
corresponde a 6 veces mayor a nuestros resultados.
En el periodo de estudio, los coliformes totales y fecales presentaron diferencias significativas entre
las áreas evaluadas. Con LSD se detectó que el recuento de coliformes totales de Laguna Aeroclub
presenta diferencias con Rotonda e Isla Santiago más sin embargo, entre estas dos áreas no se exhibían
diferencias.
Laguna Salada no manifestó diferencias en el número de coliformes totales con la Laguna Aeroclub y
Toma de agua.
Según LSD, Laguna Aeroclub no presento diferencias significativas en el recuento de coliformes
fecales con Laguna Salada, Toma de Agua e Isla Santiago. De igual manera, Laguna Salada no fue
112
distinta a Rotonda, Toma de Agua en el contenido de dichas bacterias pero Rotonda si muestra
diferencias con Toma de agua e Laguna aeroclub.
De acuerdo a los resultados del ANOVA, Rotonda muestra el recuento de coliformes totales más alto
con 2785 NMP/100ml y de fecales con 2489 NMP/100ml. Por el contrario, Laguna Aeroclub refleja
el promedio de coliformes totales más bajo con 2029 NMP/100ml y de fecales con 1946 NMP/100ml.
En el anexo se presentan los resultados del ANOVA aplicado.
Asimismo, el análisis de la presencia de Escherichia coli determinó que el 83 % de las muestras
analizadas eran positivas en la tipificación de esta bacteria. Se aisló E. coli en todos los meses
estudiados a excepción de junio y agosto. Lo anterior indica que el Río de la Plata es un reservorio de
calidad deficiente en su aspecto sanitario ya sea para ser utilizado como recreacional o como fuente de
agua para ser potabilizada.
Los niveles guía de la Secretaría de Recursos Hídricos (1992) para aguas recreativas para contacto
directo indican que los coliformes totales deben ser menores a 1000 NMP/100 ml y los coliformes
fecales menores a 200 NMP/100 ml. Estos valores coinciden con los estándares internacionales
habitualmente aplicados por la Organización Panamericana de la Salud (OPS): Colifomes fecales
NMP menor a 1000/100ml o los de la Unión Europea: NMP menor a 2000/100ml. Los valores guías
para aguas recreacionales publicados por Canadian Council of Resources and Environment Ministres
indican que la media geométrica de coliformes fecales en no menos de 5 muestras tomadas en un
periodo de 30 días debe ser menor que 200 microorganismos/100 ml.
La media geométrica de coliformes totales y fecales en las muestras analizadas en el presente trabajo
fue de 2208 y 2156 NMP/100ml respectivamente. Estos valores exceden ampliamente los valores
guías, sin embargo la interacción entre los microorganismos y el hombre depende de numerosos
factores que harían de ser considerados; así los valores de referencia puedan variar en diferentes áreas
geográficas. Asimismo, es conveniente remarcar la importancia de un adecuado tratamiento de los
efluentes domiciliarios a ser vertidos al río y a las lagunas para disminuir los riesgos para la población.
6. 8. Variación del número de Cianobacteria en función del tiempo
Los resultados de la variación del número de Cianobacteria en función del tiempo para cada punto de
muestreo se presentan en la Fig. 9.
113
En la Fig. 9, se observa un alto contenido de Cianobacteria en septiembre de 199200 cel.ml-1 en el
punto de muestreo correspondiente a la toma de agua. También, se observan picos altos de 175850
cel.ml-1 de cianobacterias en enero, octubre y diciembre de 2005 en los diferentes puntos de muestreo
siendo el más afectado el correspondiente a Isla Santiago. En tanto, en el mes de junio hay un número
inferior de cianobacterias de 200 cel.ml-1, al igual que de julio a agosto con 1862 cel.ml-1.
Fig. 9: Variación del número de Cianobacteria en función del tiempo para cada punto de muestreo.
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
Según el análisis de varianza entre las áreas muestreadas no existen diferencias significativas (p<0.05)
entre el contenido de cianobacterias en nuestros puntos de muestreo.
Los resultados del ANOVA de las cianobacterias para cada área de estudio se señalan en el anexo. La
Fig. 10 muestra un florecimiento observado en la isla Santiago en diciembre 2005.
114
Fig. 10. Florecimiento en Isla Santiago, dic. 2005
Para cianobacterias totales existe una Guía para la práctica segura en el manejo de aguas recreativas
dada por Chorus y Bartram 1999.
Alerta Baja corresponde a 500-2000 cel.ml-1: En estas concentraciones las algas normalmente no
serían visibles. Aunque existe la posibilidad de un desarrollo rápido de floración, si las condiciones
siguen siendo favorables. En el extremo superior de este rango de algunos géneros de algas azul-
verdes pueden afectar el sabor y olor del agua.
Inspección visual semanal del cuerpo de agua.
Muestras mensuales integradas de aguas superficiales con cianobacterias.
CIANOBACTERIAS IDENTIFICADAS
500-2000 cél.ml-1
alerta baja
2000-15000 cél.ml-1
alerta media
>15000 cél.ml-1
alerta alta
115
Alerta Media corresponde a 2000-15000 cel.ml-1: Estos números indican que las algas verde azules se
pueden multiplicar y el agua puede tener color verdoso y sabor a moho u orgánicos y presencia de
olor. Las espumas pueden estar presentes en concentraciones de más de 5 000 cél/ml. La Unidad de
Salud Pública local debe ser notificada por el oficial encargado de suministros de agua para uso
doméstico si los recuentos de células superior a 2 000 cél/ml y si el agua es usada para consumo
humano.
Alerta alta corresponde a más de 15000 cel.ml-1: La toxicidad es asumida y el agua se presume no
apta para el contacto humano o doméstica. El agua es generalmente de color verde con un fuerte olor y
sabor a humedad y olor orgánico. Las espumas pueden estar presentes y se movilizan de acuerdo a la
dirección del viento.
De acuerdo a lo anterior los resultados encontrados en el presente trabajo de tesis indican que los
niveles de cianobacterias en los diferentes ambientes superan ampliamente los niveles de alerta alta
fundamentalmente en períodos de temperaturas elevadas.
6. 8. 1. Variación del número de Microcystis aeruginosa en función del tiempo
Durante el verano de 1999, un florecimiento de Microcystis aeruginosa fue observado en la costa
Uruguaya del Río de la Plata cerca de la ciudad de Colonia (De Leon & Yunes, 2001). Florecimientos
de Cianobacterias en las costas argentinas del Río de la Plata así como identificación de las toxinas no
fueron descriptas hasta 2007 por el grupo de trabajo de esta tesis (Andrinolo y col, 2007). No existe
en bibliografía más datos de recuento de células de Microsystis aeruginosa en el Río de la Plata.
Los resultados de la variación del número de Microcystis spp, en función del tiempo para cada punto
de muestreo se presentan en la Fig. 11.
116
Fig. 11: Variación del número de Microcystis aeruginosa en función del tiempo para cada punto de
muestreo. LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla
Santiago.
Se observa que la presencia de Microcystis aeruginosa fue nula de Junio a septiembre de 2005.
Entretanto, un número alto de 165000 cel.ml-1 de Microcystis aeruginosa se detecta en octubre del
mismo año en Isla Santiago. De acuerdo al análisis de varianza, existen diferencias significativas
durante el periodo de estudio pero no entre las áreas evaluadas. Un detalle de la colonia de Microcystis
aeruginosa, se presenta en la Fig. 12
Fig. 12: Detalle de colonia de Microcystis aeruginosa encontrada en la zona de Isla Santiago
117
6. 9. Variación de los valores de Clorofila a en función del tiempo
La determinación de la concentración de pigmentos fotosintetizadores se realiza para estimar
aproximadamente la biomasa y la capacidad de fotosíntesis del fitoplancton. Todas las algas contienen
clorofila a, constituyendo aproximadamente el 1 a 2% del peso de las planctónicas (APHA, 1992). La
clorofila a es utilizada como representación de la concentración total de pigmentos algales ya que es la
más abundante e importante.
Los resultados de la variación de clorofila en función del tiempo para cada punto de muestreo se
presentan en la Fig. 13.
Puede observarse máximos valores en enero de 2005 de 108 µg.L-1 y en diciembre de 2005 de
81.8µg.L-1 mientras que, un bajo contenido de clorofila se presenta en los meses de agosto y
septiembre de 2005 (menor a 20µg.L-1). Dichos períodos de máxima concentración de clorofila
corresponden a los máximos encontrados en cianobacterias indicando que el elevado nivel de clorofila
se asocia con la concentración de bacterias fotosintéticas como son las cianobacterias.
Según el análisis de varianza entre las áreas muestreadas no existen diferencias significativas (p<0.05)
en la concentración de clorofila en cada punto de muestreo.
Variación de Clorofila en función del tiempo
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
100.0
120.0
ene-05feb-05
mar-05
abr-05
may-05jun-05
jul-05ago-0 5
sep-05oct-0
5nov-05
dic-05ene-06
feb-06
µg/L
LA LS RT TA IS
Fig. 13: Variación de clorofila en función del tiempo para cada punto de muestreo
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
En el anexo se presentan los resultados del ANOVA aplicado.
118
Los resultados de clorofila encontrados en el presente trabajo en las muestras del Río de la Plata
resultaron ser significativamente mayores a los presentados en el informe de la Calidad de Aguas de la
Franja costera sur del Río de la Plata (CAFCS) durante el periodo 1992-1993 donde se detectaron
valores medios de 8.0 μg.L-1 y un máximo de 15 μg.L-1 en las campañas 1992-1993. Es importante
recalcar que es probable que las condiciones del Río de la Plata se están viendo deterioradas con los
años mostrando diferencias en el contenido de clorofila que pasa se valores de 15 μg.L-1 (ambiente
mesotróficos según Informe de Calidad de Aguas años 1993-1994 (CAFSC) a valores de 208μg.L-1
(ambiente hipertrófico en diciembre 2005 (este trabajo).
6.10. Variación de los valores de Microcistina-LR
6. 10.1. En los ambientes estudiados en función del tiempo
Si bien los ensayos analíticos como los realizados con equipos de HPLC se han establecido como las
metodologías de elección debido a los excelentes resultados que arrojan en la identificación y
cuantificación de cianotoxinas, se debe tener presente que siempre en una primera instancia se realizan
las pruebas de toxicidad en ratones como ensayos de orientación, al cual se adicionan luego algún
método analítico. Además es importante mencionar que, a pesar de los óptimos resultados obtenidos
con los métodos instrumentales, se continúa en la búsqueda de pruebas más sencillas y
fundamentalmente más baratas, tanto en lo referente al instrumental imprescindible como así también
en el costo de los insumos en general. Particularmente en este segundo punto, teniendo en cuenta que
estas determinaciones deberían quedar al alcance de laboratorios de análisis de agua de rutina, no
especializados, en los cuales no siempre es posible contar con instrumental sofisticado y un adecuado
presupuesto necesario para tareas de funcionamiento y mantenimiento.
Para evaluar el grado de toxicidad de los florecimientos en las fechas de noviembre y diciembre 2005,
donde se observó florecimiento algal, se realizaron los ensayos de toxicidad en ratón.
Todos los ratones inyectados intraperitonealmente con 1 ml de extracto de células de Microcystis spp
obtenidas del Río de la Plata murieron en 40 ± 2 minutos (n =3) después de la inyección (Fig. 14 a).
La necropsia reveló que los hígados presentaban hemorragias y el peso de los hígados fue 57±5 %
119
mayor que los correspondientes a los controles inyectados con solución salina (Fig. 14 b). Los
resultados se muestran en la Tabla 2.
Fig. 14: Extracto de células obtenidas del Río de la Plata, (a) Tamaño de dos hígados de animales
controles y de tres hígados tratados con Microcistinas extraídas del Río de la Plata (b).
Tabla 2: Resultados del ensayo ratón para hepatotoxinas obtenidas en florecimientos de Microcystis
sp., tomados en el punto de muestreo toma de agua.
Volumen
inyectado (ml)
Peso del animal
(g)
Tiempo de
muerte (min)
Peso del hígado
(g)
Control 1 1 19.5 Sin síntomas 0.87
Control 1 1 18.3 Sin síntomas 1.11
Control 1 1 20.3 Sin síntomas 0.95
Muestra 1 1 19.9 36 1.63
Muestra 2 1 18.9 43 1.52
Muestra 3 1 19.8 43 1.60
Los análisis histopatológicos de los hígados de los ratones mostraron una disrrupción masiva de la
arquitectura lobular y sinusoidal del hígado, dilatación de los vasos hepáticos, pérdida de hepatocitos y
displasia (Fig. 15).
a b
120
Fig. 18. Corte de hígado de ratón control (A) y de un ratón inyectado con extracto acuoso de
Fig. 15: Corte histológico del hígado de ratón, (A )control , (B) animal tratado con florecimiento de
Microcistis spp. 1- Vena hepática terminal 2- Tracto portal 3- Interfase del parénquima en posición
radiada. Nótese tracto portal con importante vasodilatación, disrupción de la interfase del parénquima
y pérdida parénquima hepático.
Asimismo, se realizó la determinación analítica de las toxinas presentes en los florecimientos
mediante técnicas de HPLC.
Fig. 16 muestra un cromatograma típico de HPLC-UV de Microcystis aeruginosa tomada de un
florecimiento (picos 1, 2, 3, 5 y 7 son Microcistinas sin identificar), 4 y 6 corresponden a
Microcistina-YR y LR respectivamente.
Los resultados de la variación de MC-LR en función del tiempo para cada punto de muestreo
determinados por técnicas de HPLC se presentan en la Fig. 16.
Fig. 16. Cromatograma típico de HPLC-UV de Microcistina-LR de Microcystis spp tomada de un
florecimiento. Los picos 4 y 6 corresponden a Microcistina-YR y LR respectivamente.
A B
121
Variación de Microcistina-LR en función del tiempo
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
ene-05feb-05
mar-05
abr-05
may-0 5jun-05
jul-05ago-05
sep-05oct -0
5nov-0 5
dic-05ene-06
fe b-06
µg/L
LA LS RT TA IS
Fig. 17: Variación de Microcistina-LR en función del tiempo para cada punto de muestreo.
LA: Laguna Aeroclub, LS: Laguna Salada, RT: Rotonda, TA: Toma de agua, IS: Isla Santiago.
En la Figura 17, se observa que la toxina Microcistina-LR tuvo un pico máximo de 10.5 µg.L-1 en
enero de 2006 y de 8.6 µg. L-1 en diciembre de 2005 en el punto de muestreo toma de agua entre
tanto, se aprecia un mínimo de Microcistina-LR de 0.6 µg.L-1 en febrero de 2005 y de 1.1 µg.L-1 en
mayo de 2005 en todos los puntos de muesteo. De igual manera, del mes de junio a octubre de 2005 no
se detectó esta toxina en los puntos muestreados.
El análisis de varianza señala que no existen diferencias significativas (p<0.05) en la concentración de
Microcistina-LR entre las áreas muestreadas durante el tiempo de estudio.
El Análisis de varianza del contenido de Microcistina-LR de cada área en estudio se puede observar en
el anexo.
En Argentina, Ame y col., 2003, confirmaron la presencia de microcistina-LR y microcistina–RR en
un 97% de los florecimientos en el lago San Roque (Córdoba, Argentina). La presencia de
cianobacterias Anabaena circinalis y Microcystis aeruginosa, fueron detectadas en alta concentración
en agua de red en la ciudad de Bahía Blanca durante el verano de 2002.
122
La formación de fenómenos de floraciones en el Río de la Plata suelen ser frecuentes, produciéndose
generalmente durante los meses de verano.
En la mayoría de los casos la especie responsable es Microcystis aeruginosa, la cual llega a generar
floraciones uniespecíficas de amplia distribución y gran densidad celular (Guarrera, 1950; Gómez &
Bauer, 2000).
Este fenómeno aparece en áreas donde la actividad humana o la contaminación son intensas. Es muy
frecuente, en coincidencia con los meses de floraciones algales en el Río de la Plata, que parte de la
población que concurre a los balnearios de la región sufra desordenes gastrointestinales. Sin embargo
no existen registros epidemiológicos.
Asimismo, es de resaltar eventos masivos de muerte de peces, asociados a este tipo florecimientos,
como los observados días previos a este estudio.
Un florecimiento tóxico de Microcystis aeruginosa en el Río de la Plata fue informado en las costas
uruguayas del Río de la Plata pero sin identificar las toxinas (De Leon, 2002).
Recientes publicaciones presentadas por el grupo de trabajo donde se llevó a cabo los estudios de la
presente tesis dan cuenta de la presencia de florecimientos de Microcystis aeruginosa en muestras del
Rio de la Plata así como la presencia de microcistina evaluada por HPLC empleando arreglo de diodos
como detector. El florecimiento contenía microcistina LR y una variante de ion molecular [M+H]+=
1037.8 m/z como principal componente (Andrinolo, 2008). El total de toxina encontrada fue de
0.94μg. mg-1 de células liofilizadas. La alta toxicidad detectada en los ensayos ratón se puedo explicar
por el alto contenido de toxina en los extractos detectados por los análisis de HPLC. En el ensayo
ratón se inyectó 1ml de extracto con 94 μg de microcistina. Esta dosis de 540 μg.kg-1, es 10 veces
mayor que la LD50 que es de 50 μg.kg-1 de peso corporal estimada para micocystinas. Estos autores
concluyen que la presencia de clones tóxicos de Microcystis aeruginosa en las costas Argentinas del
Río de la Plata representa un problema sanitario que debe ser encarado en términos de evaluación de
riesgo.
La Tabla 3 resume los valores medios así como los máximos y mínimos de los parámetros físico-
químicos estudiados y los biológicos durante los meses de muestreo en los cuatro puntos de muestreo
realizados.
123
Tabla 3. Estadística descriptiva para los puntos de muestreo en el periodo de estudio en el Río de la
Plata y en las lagunas
Parámetros Promedio Desv. Est. Máximo Mínimo Temperatura 20.8 0.73 30 11 pH 8.35 0.21 10.2 7.23 Conductividad 477.06 69.81 868 228 Hierro 0.27 0.15 0.87 0.01 Fosfato 1.89 0.97 5.45 0.07 nitratos 4.12 0,54 12 0.6 nitritos 0.14 0.123 0.56 0.001 Coliformes Totales 2208 389.43 4600 1350 Coliformes Fecales 2156 175.78 4600 1350 Cianobacterias Totales 34288 11275.76 199200 200 Microcystis sp. 19368 6296.52 165000 0 Clorofila 38 43.83 35.36 3.213 Microcistina LR 3 2.93 10.50 0.375
La fuerte contaminación del Río de la Plata y en las lagunas estudiadas dada por los altos niveles de
coliformes totales y fecales y la concentración de nitratos y fosfatos define a este cuerpo de agua como
eutrófico. Estos negativos parámetros impactan sobre la pérdida de diversidad del fitoplancton y
favorece el desarrollo de cianobacterias toxígenas productoras de Microcistinas como se observó
durante el período estudiado.
6. 10. 2. Variación de los valores de Microcistina-LR en muestras de agua red.
Considerando los valores de microcistinas-LR encontrados en los puntos de muestreo y en particular
en la toma de agua de la planta potabilizadora, no es de extrañar que estas toxinas atraviesen los
procesos tradicionales de potabilización y se detecten en agua de red.
Se estudió los niveles Microcistina-LR en diferentes muestras de agua de red obtenidas en domicilios
particulares de las localidades de Ensenada y La Plata durante el primer trimestre de 2005 y analizadas
mediante HPLC-UV. En la localidad de Ensenada se tomaron muestras en 3 puntos de muestreo de la
red de distribución domiciliaria (puntos 1, 2 y 3) y en La Plata en 4 puntos de muestreo (puntos 4, 5, 6
y 7). En la sección de Materiales y Métodos se presentan la ubicación de esos puntos.
124
La Fig. 18 muestra la corrida cromatográfica de una muestra de agua de distribución domiciliaria
obtenida en la zona de 18 y 33 (La Plata) donde se aprecia la presencia de Microcistina LR en
comparación con un Standard analítico de Microcistina YR y LR.
La Tabla 4 presenta las concentraciones de Microcistina-LR encontradas en agua de red así como el
punto de muestreo en que fue detectado y la fecha correspondiente.
Tabla 4: Concentraciones de Microcistinas-LR encontradas en agua de red en la localidad de Ensenada
y La Plata.
Nd no detectado: <0.05 µg.L-1
Fig. 18: Corrida cromatográfica de una muestra de agua de red
Fecha de muestreo Ensenada (punto de muestreo 1 y 3) La Plata (punto de muestreo 4-7)
4-01-05 0.70 µg.L-1 (1) Nd
8-01-05 6.70 µg.L-1 (2) Nd
14-01-05 6.07 µg.L-1 (2) Nd
18-01-05 1.14 µg.L-1 (1) Nd
13-02-05 0.08 µg.L-1 (3) Nd
18-02-05 0.15 µg.L-1 (3) Nd
3-03-05 Nd Nd
7-03-05 Nd 1.25 µg.L-1 (4)
9-03-05 0.27 µg.L-1 (1) Nd
9-03-05 Nd 0.23 µg.L-1 (4)
9-03-05 Nd Nd
23-03-05 Nd Nd
1-04-05 0.70 µg.L-1 (1) Nd
125
Teniendo en cuenta los niveles propuestos por la OMS (19989) como valor límite de seguridad de
Microcistina que es de 1 µg.L-1, observamos que el proceso de tratamiento aplicado es deficiente, por
lo menos durante los períodos críticos de desarrollo masivo de fitoplancton en el Río de la Plata. En
base a esta información podemos concluir que la exposición a cianotoxinas a través del abastecimiento
de agua representa un riesgo real para la salud de la población debiendo evaluarse su impacto.
Estos resultados abren nuevos interrogantes referidos a las consecuencias sanitarias ecológicas y
económicas de esta problemática. Futuros estudios resultan necesarios ser realizados a efectos de
profundizar estas cuestiones.
6.10.3. Cuantificación de Microcistinas en extracto de células de Microcystis aeruginosa en
cultivo.
La presencia de Microcystis aeroginosa y la detección de Microcistina-LR en las muestras de los
florecimientos del Río de la Plata anteriormente encontradas, planteó la posibilidad de puesta en
cultivo las estirpes aisladas. En el capítulo 5 se muestra el cultivo logrado de Microcystis aeruginosa a
partir de muestras ambientales aisladas del Rió de la Plata.
Se determinó el tipo de variante de MC producida y su cuantificación durante el crecimiento de la
estirpe mantenida en cultivo en condiciones controladas.
Un perfil típico de elución de extractos de células de Microcistis aeruginosa en un cultivo en fase
exponencial se muestra en el cromatograna de la Fig. 19.
- Fig 19: Corrida cromatografica HPLC-UV de mezcla estándar de Microcistinas : MCRR- YR y LR (1
μg cada una), (B) Extracto de células de Microcystis aeruginosa en cultivo .
126
En los extractos de las células en cultivo se detectaron dos picos mayores coincidentes con
microcistina-YR y LR.
Los dos picos tienen tiempos de retención de 9.0 y 12.34 minutos respectivamente y fueron
coincidentes con el tiempo de detección mostrado por los estándares de MC-YR y MC-LR.
El promedio de concentración de MC-LR detectada fue de 90 µg.g-1 de células con una desviación
estándar de 15 µg. g-1 células.
Para MC- YR el promedio fue de 50 µg.g-1 células con desviación estándar de 10µg.g-1 células.
Los niveles detectados de MCs fueron similares a los hallados en los florecimiento de M. aeruginosa
informados en las costas uruguayas del Río de la Plata (De León, 2001). Estos hallazgos sugieren que
el fenómeno tóxico se encuentra ampliamente distribuido en el Rio de la Plata.
El presente trabajo logró aislar y poner en cultivo una cepa toxicogenica identificada como
Microcystis aeruginosa extraída del ambiente.
La caracterización de la toxina producida correspondió MC-LR y MC-YR.
Es sabido que tanto el tiempo de retención como el espectro de absorbancia constituyen la condición
para la identificación de microcistina. Sin embargo, este criterio de identificación puede no ser
suficiente y los resultados pueden ser erróneos. Es necesario incorporar tecnologías más precisas como
ser detector de masa a efectos de estudiar las cianotoxinas de esta cepa aislada del Rio de la Plata.
127
7. ANÁLISIS ESTADÍSTICO DE LOS
DATOS MONITOREADOS
128
7. 1. Introducción
En el capítulo anterior se analizó el monitoreo de los parámetros físico, químicos y biológicos del Río
de la Plata realizado durante el periodo de estudio. A efectos de evaluar la influencia de estos
parámetros sobre la formación de floraciones cianobacterias y la producción de Microcistinas se
utilizará en este capítulo el Análisis de componentes principales.
En el presente trabajo se aplicó el Análisis de Componentes Principales a los puntos pertenecientes en
el Río de Plata (Rotonda, Toma de agua e Isla Santiago) debido a que presentaban mayor
homogeneidad en los resultados dado que provienen del mismo ambiente. No se incorporó los
ambientes lacustres (Laguna aeroclub ni laguna salada) por presentar resultados que mayormente
diferían en forma significativa del ambiente del Río de la Plata.
7.2. Análisis de componentes principales
El Análisis de componentes principales (ACP) permite reducir la dimensionalidad de los datos,
transformando el conjunto de p variables originales en otro conjunto de q variables incorrelacionadas
(q ≤ p) llamadas componentes principales (Foguet, 1989).
Las p variables son medidas sobre cada uno de los n individuos (muestras), obteniéndose una matriz
de datos de orden np (p < n).
En el ACP existe la opción de usar la matriz de correlaciones o bien, la matriz de covarianzas. En la
primera opción se le está dando la misma importancia a todas y a cada una de las variables; esto puede
ser conveniente cuando se considera que todas las variables son igualmente relevantes. La segunda
opción se puede utilizar cuando todas las variables tengan las mismas unidades de medida y además,
cuando se juzga conveniente destacar cada una de las variables en función de su grado de variabilidad.
Las q nuevas variables (componentes principales) son obtenidas como combinaciones lineales de las
variables originales. Los componentes se ordenan en función del porcentaje de varianza
explicada. En este sentido, el primer componente será el más importante por ser el que explica mayor
porcentaje de la varianza de los datos (Johnson y Wichern, 1982).
El análisis se realiza en el espacio de las variables (parámetros muestreados) y, en forma dual, en el
espacio de los individuos que en este caso corresponde a las muestras tomadas (fechas realizadas). Se
129
acostumbra a representar gráficamente los puntos-variables y los puntos-individuos tomando como
ejes de coordenadas los componentes. A veces, puede facilitar la interpretación de los resultados, el
observar la similar ubicación de los puntos en los planos respectivos. Aunque el plano de puntos-
variables no se superpone al plano de puntos-individuos, es de gran utilidad "interpretar" la cercanía
de un grupo de puntos-individuos, a ciertas variables.
En el presente trabajo se aplicó en el ACP para reducir la dimensionalidad de la matriz de datos
con el fin de evitar redundancias y destacar relaciones. En la mayoría de los casos, tomando sólo los
primeros componentes, se puede explicar la mayor parte de la variación total contenida en los datos
originales.
Se desea analizar la influencia, en el desarrollo de floraciones toxicas, de las variables ambientales
monitoreadas durante un año; estas son temperatura, pH, conductividad, hierro, fósforo total, nitratos,
nitritos, coliformes totales, coliformes fecales, clorofila, células totales de fitoplancton, Microcistis
spp, toxina (Microcistina).
ACP proporciona información sobre el porcentaje de varianza explicada por cada componente
principal (PC) y mantiene la máxima información de los datos originales (Esbensen, 2005). Se aplicó
ACP en forma independiente en cada punto de monitoreo del Río de la Plata (Toma de agua, Rotonda
y Isla Santiago) con el fin de identificar grupos correlacionados con los principales factores que
influyen en la calidad de agua en la estacionales (fechas de nuestreo).
7.3. Pretratamiento de los datos
El pretratamiento de los datos es un paso fundamental antes de realizar cualquier otro cálculo, ya sea
de regresión o clasificación.
El pretratamiento de los datos se utiliza para minimizar contribuciones de variables físicas que
incorporan información irrelevante de manera que se puedan construir modelos más simples y
robustos.
Algunos de los pretratamientos más comunes y utilizados a lo largo de la presente tesis se describen
brevemente a continuación.
130
Consiste en cambiar el origen de la nueva escala de variables por la media de la variable antes del
centrado.
Para cada valor xi,m de una columna m el nuevo valor es:
siendo x’i,m el dato centrado, xi,m el dato de la fila i y la columna m antes del
centrado, xm media de la columna
La propiedad fundamental de los datos centrados es que el valor medio de cada una de las
variables es igual a cero. Este pretratamiento no modifica la varianza de los datos
El autoescalado consiste en un centrado seguido de una normalización:
donde x’i,m es el dato autoescalado, xi,m es el dato antes del autoescalado, xm la media de la columna
m y sm la desviación estándar de la columna m. De esta forma, la media y la varianza de las nuevas
variables autoescaladas es de 0 y 1 respectivamente.
Una vez realizado el tratamiento de los datos, se realiza la aplicación del ACP.
7.4. Aplicación de Análisis de Componentes Principales a los datos experimentales
Al aplicar el análisis de componentes principales, se analiza el grafico de Scores, donde se
131
observa la relación que existe entre las muestras en los nuevos ejes o PCs (fechas del monitoreo en
este caso) en términos de su varianza.
Muestras similares se agruparan y se separaran de aquellas que no, y dependiendo en donde se observe
esa separación, ya sea x o y o (PC1 o PC2, o cualquier otro PC) e indica la componente que brinda la
información influyente o estadísticamente importante en esa separación.
De igual manera, al aplicar en análisis de componentes principales, se puede analizar el grafico de
loadings (también conocidos como eigenvectores o valores propios), donde se observa la relación
entre que existe entre las variables originales (parámetros monitoreados, pH, células, etc), para cada
PC.
Las variables que posean los valores máximos (sean positivos o negativos) son las variables mas
influyentes o importantes que nos muestran similitudes o diferencias en esa Componente Principal
(PC).
Así, si se observa un comportamiento interesante en PC1, y se analiza el loading de PC1 en términos
de las variables, los valores máximos o mínimos de los loadings indican cuales de las variables son las
más influyentes que modelan o explican ese comportamiento observado en los scores de PC1. Los
loadings explican que variables son las influyentes o importantes para dicha agrupación o
discriminación
Los datos correspondientes a cada punto de muestreo fueron analizados empleando un paquete
estadístico Multivariante (MVSP, Kovach Computing Services, Wales, UK) y el análisis de
componentes principales se llevó a cabo utilizando The UnscramblerTM v.9.8 software de CAMO Inc.
(CAMO Software AS, Oslo, Norway).
7.4.1. Análisis de componentes principales del punto de muestreo Rotonda
La Fig. 1 muestra la Variancia expandida para el análisis de datos correspondientes al punto de
muestreo Rotonda.
El análisis de la varianza expandida para este punto de muestreo permite inferir que el componente
principal 1 (PC1) permite explicar 26% de la varianza, el PC2 el 23%, el PC3 el 16%, el PC4 10% de
la varianza.
132
Analizando los valores para las muestras colectadas se puede observar que las primeras 10
componentes explican el 100% de la varianza total del conjunto de datos, asimismo las dos primeras
componentes principales explican el 49% de la varianza.
Las barras azules nos dicen el comportamiento del modelo en la etapa de calibración en términos de su
varianza.
A los efectos de analizar cuales son los factores que influyen en esos componentes, se analizan los
Scores y los loading para cada caso.
Fig. 1: Variancia explicada para el análisis de datos correspondientes al punto de muestreo Rotonda.
Realizando un análisis de la grafica de Scores es posible identificar un grupo claro a lo largo del eje
PC1 en la Fig. 2 (incluido dentro de la elipse). A lo largo del eje PC1, se pueden observar dos claras
agrupaciones de muestras y tres muestras (12 dic, 05 enero, 03 de febrero) que no forman parte de
estas agrupaciones y se encuentran dispersas en PC1.
Si los objetos son proyectados sobre el eje PC2 es posible reconocer los objetos “12/12/2004”,
“5/1/2004” y “3/2/2004” son diferentes del resto; hay que hacer notar que estos objetos se
corresponden con ocurrencia de floraciones de cianobacterias.
133
Para interpretar la distribución de estos objetos debe analizarse la gráfica de loading para PC1 y PC2
(Fig. 3).
Las variables que más influyen relacionadas a la distribución de los objetos en los gráficos de loading
de ACP, se muestran en un rectángulo en Fig. 3 a y b.
Se encontró que la componente 1 (PC1) que explica el 26% de la varianza, ordena las muestras en
términos de sus diferencias en coliformes totales, coliformes fecales, cianobacterias totales,
Microcystis aeruginosa, clorofila (Fig. 3 a.). Analizando los valores de los loadings de PC2,
encontramos que las variables más influyentes para esta agrupación son las variables referentes a los
nitritos, el pH y Microcistina y en menor porcentaje la variable Microcistis sp. (Fig. 3 b).
Fig. 2. Grafica de Scores PC1 vs PC2 para los datos colectados de la Rotonda.
De acuerdo a los gráficos , la distribución de los objetos proyectados sobre el eje PC1 se observa que
están altamente influenciados y /o correlacionados por la presencia, variación o ausencia de cinco
atributos (Microcistis aeruginosa, cianobacterias totales, coliformes totales y coliformes fecales).
Mientras que a lo largo del eje PC2 la distribución de los “objetos” es influenciado por los mayores
valores de loading (positivos o negativos), que son pH, conductividad, M. aeuruginosa y
cianobacterias totales y microcistina-LR y nitrito (ver rectángulos en Fig. 3).
-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
12/12/2004
05/01/2004
03/02/2004
22/02/2004
01/03/2004
01/04/2004
19/04/200402/06/2004
01/08/200429/08/2004
12/09/2004
15/11/200401/12/2004
20/12/2004
09/01/200617/01/2006
PC2
(23%
)
PC1 (26%)
134
Fig. 3: Graficas 1-dimensional de los valores de los loadings para las componentes principales 1 y 2
(PC1 y PC2), en un rectángulo se observan las variables más importantes y/o influyentes para cada
componente.
El gráfico de dos dimensiones de loading (Fig. 4) puede ayudar a identificar la relación inter-
variables. Microcysitis aeruginosa, clorofila -a, coliformes totales y fecales están altamente
relacionadas en el eje PC1 pero no en PC2. Por otro lado, en el eje PC2 es posible observar la falta de
correlación entre los atributos conductividad y nitrito.
Fig. 4: Resultados de ACP obtenido para muestras recolectadas en punto de muestreo rotonda. Gráfico
de dos dimensiones de los valores de loadings.
7. 4. 2. Análisis de componentes principales del punto de muestreo Isla Santiago
La Fig. 5 muestra la Variancia explicada para el análisis de datos correspondientes al punto de
muestreo Isla Santiago.
Tem
pera
ture pH
cond
uctiv
ity
Iron
mic
rocy
stis
Tota
l Cya
noba
cter
ia
Mic
rocy
stin
LR
Tota
l pho
spho
rus
Nitr
ates
Nitr
ites
Chl
orop
hyll
Col
iform
s
Feca
l col
iform
s
-0.5
-0.4
-0.3
-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
PC1-
load
ings
Tem
pera
ture pH
cond
uctiv
ity
Iron
mic
rocy
stis
Tota
l Cya
noba
cter
ia
Mic
rocy
stin
LR
Tota
l pho
spho
rus
Nitr
ates
Nitr
ites
Chlo
roph
yll
Col
iform
s
Feca
l col
iform
s
-0.4
-0.2
0.0
0.2
0.4
PC2-
load
ings
-0.25 -0.20 -0.15 -0.10 -0.05 0.00 0.05 0.10 0.15-0.3
-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
1
2
3
4
56
7
8
9
10
111213
1. Temperature.2. pH.3. Conductivity.4. Iron.5. microcystis.6. Total Cyanobacteria.7. Microcystin LR.8. Total Phosphorus.9. Nitrates.10. Nitrites.11. Chlorophyll.12. coliforms.13. Fecal coliforms.
PC2-
load
ings
PC1-loadings
135
Fig. 5: Variancia explicada para el análisis de datos correspondientes al punto de muestreo Isla
Santiago.
El análisis de la varianza expandida para este punto de muestreo permite inferir que el componente
principal 1 (PC1) permite explicar 26% de la varianza, el PC2 el 21%, el PC3 el 16%, el PC4 14% de
la varianza.
Analizando los valores para las muestras colectadas se puede observar que las primeras 10
componentes explican el 100% de la varianza total del conjunto de datos, asimismo las dos primeras
componentes principales explican el 50% de la varianza.
A los efectos de analizar cuales son los factores que influyen en esos componentes, se analizan los
Scores y los loading para cada caso.
En la grafica de Scores se observa una separación en un grupo a lo largo de la componente 1 (PC1)
incluido en una elipse que explica el 26% de la varianza de los datos.
Se observa una separación en un grupo el cual corresponde a la época estival que abarca entre octubre
y febrero (Fig. 6).
Fig. 6. Grafica de Scores PC1 vs PC2 para los datos colectados de la Isla Santiago.
-3 -2 -1 0 1 2 3
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
6
12dic2
004
05en
e03
feb
22feb
01mar
01ab
r
19ab
r
02jun
01ag
o
29ag
o
12se
p
15no
v01dic
20dic
09en
e200
6
17en
e200
6
PC2
(21%
)
PC1 (26%)
136
Si los objectos son projectados sobre el eje PC2, es posible reconocer que el objecto “12/09/2004” es
diferente del resto, este objeto corresponde a la presencia de un evento raro y es un severo
florecimiento de cianobacterias. Esto se correlaciona con lo presentado en la Fig. 11 del capítulo 5
donde en isla Santiago presenta un evento de florecimiento notorio en setiembre 2004. La muestra
colectada el 12 de setiembre esta en el extremo opuesto en PC2 con la colectada el 01 de agosto, que
poseen valores extremos para estas dos variables.
De acuerdo a los loadings, los cuales nos dan la relación que existe entre las variables y nos muestran
que variables son las más importantes en el modelo de ACP, podemos observar que a
lo largo de la componente 1 (que explica el 23% de la varianza) donde la separación se encuentra
estrechamente correlacionada con Microcistina-LR, coliformes y la temperatura, y en menor grado
con la clorofila y coliformes fecales, lo cual se puede observar de los valores obtenidos para los
loadings (Fig. 7 a).
Podemos observar que a lo largo de la componente 2 (PC2) la cual explica el 21% de la varianza total
de los datos, existe una distribución de las muestras en términos de los valores de Microcistis
aeruginosa y cianobacterias totales (Fig.7 b).
Fig. 7. Graficas 1-dimensional de los valores de los loadings para las componentes principales PC1 (a)
y PC2 (b), encerrado en un rectangulo las variables más importantes y/o influyentes para cada
componente.
Tem
pera
ture pH
cond
uctiv
ity
Iron
mic
rocy
stis
Tota
l Cya
noba
cter
ia
Mic
rocy
stin
LR
Tota
l pho
spho
rus
Nitr
ates
Nitr
ites
Chl
orop
hyll
Col
iform
s
Feca
l col
iform
s
-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
PC1-
load
ings
Tem
pera
ture pH
cond
uctiv
ity
Iron
mic
rocy
stis
Tota
l Cya
noba
cter
ia
Mic
rocy
stin
LR
Tota
l pho
spho
rus
Nitr
ates
Nitr
ites
Chl
orop
hyll
Col
iform
s
Feca
l col
iform
s
-0.4
-0.2
0.0
0.2
0.4
0.6
PC2-
load
ings
a
b
137
Si continuamos analizando los valores de los loadings, podemos identificar que la componente 3
(loading PC3) que explica un 16% de la varianza de los datos, nos explica las diferencias o similitudes
de las muestras en términos de los nitritos y el pH (Fig. 8).
Cabe mencionar, que conforme aumenta el número de componentes principales, el valor porcentual de
la varianza debe ir en decremento y la diferencia en influencia de las variables es menos significativa
que para las primeras componentes. Generalmente la información más importante de nuestro conjunto
de datos, se encuentra contenida en las primeras componentes, en donde se esperaría por lo general
tener valores altos en porcentaje de la varianza.
Fig. 8. Grafica 1-dimensional de los valores de los loadings para la componente principal 3.
El gráfico de dos dimensiones de loading (Fig. 9) puede ayudar a identificar la relación inter-
variables. Temperatura, clorofila -a, Microcistin –LR, coliformes totales y fecales están altamente
relacionadas en el eje PC1 .
Fig. 9: Resultados de ACP obtenido para muestras recolectadas en punto de muestreo Isla Santiago.
Gráfico de dos dimensiones de los valores de loadings.
-0.10 -0.05 0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30-0.3
-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
1
2
3
4
5 6
7
8
9
1011
1213
1. Temperature.2. pH.3. Conductivity.4. Iron.5. microcystis.6. Total Cyanobacteria.7. Microcystin LR.8. Total Phosphorus.9. Nitrates.10. Nitrites.11. Chlorophyll.12. coliforms.13. Fecal coliforms.
PC2-
load
ings
PC1-loadings
138
7. 4. 3. Análisis de componentes principales del punto de muestreo Toma de Agua
Fig.10. Variancia expandida para el análisis de datos correspondientes al punto de muestreo Toma de
agua.
El análisis de la varianza expandida para este punto de muestreo permite inferir que el componente
principal 1 (PC1) permite explicar 34% de la varianza, el PC2 el 27%, el PC3 el 16%, el PC4 14% de
la varianza.
Analizando los valores para las muestras colectadas se puede observar que las primeras 10
componentes explican el 100% de la varianza total del conjunto de datos, asimismo las dos primeras
componentes principales explican el 61% de la varianza.
A los efectos de analizar cuales son los factores que influyen en esos componentes, se analizan los
Scores y los loading para cada caso.
La gráfica bidimensional de Scores PC2 vs PC1 se observan tres clusters bien diferenciados. Uno de
ellos corresponde a las fechas de muestreo correspondientes a épocas estivales que abarca desde 3 de
diciembre hasta el 1 de abril. El segundo cluster bien diferenciado se observa desde el 2 de junio hasta
el 1 de agosto correspondiente a épocas templadas y el tercer claster se observa en épocas que cursan
desde el mes de abril al 11 de diciembre (Fig. 11).
139
Fig. 11. Grafica de Scores PC1 vs PC2 para los datos colectados en el punto de muestreo Toma de
agua.
Analizando los valores de los loadings para PC1 y PC2, observamos lo siguiente; PC1 explica el 34%
de la varianza en los datos y PC2 el 27%.
Fig. 12. Graficas 1-dimensional de los valores de los loadings para las componentes principales PC1
(a) y PC2 (b), enmarcando en el rectángulo las variables más importantes y/o influyentes para cada
componente.
-3 -2 -1 0 1 2 3 4 5
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
6
03/12
/200
12/01
/2005
03/02
/2005
22/02
/200501
/03/20
05
01/04
/2005
19/04
/2005
02/06
/2005
01/08
/2005
29/08
/2005 20
/10/20
0515/11
/2005
01/12
/2005
20/12
/2005
09/01
/2006
17/01
/2006
PC2
(27%
)
PC1 (34%)
Tem
pera
ture pH
Con
duct
uvity
Iron
mic
rocy
stis
Tota
l Cya
noba
cter
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Nitr
ates
Nitr
ites
Chl
orop
hyll
Col
iform
s
Feca
l col
iform
s
-0.3
-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
PC1-
load
ings
(a)
Tem
pera
ture pH
Cond
uctu
vity
Iron
mic
rocy
stis
Tota
l Cya
noba
cter
ia
Mic
rocy
stin
LR
Tota
l pho
spho
rus
Nitr
ates
Nitri
tes
Chlo
roph
yll
Colif
orm
s
Feca
l col
iform
s
-0.4
-0.3
-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
PC2-
load
ings
(b)
140
Las variables principales influyentes de los objetos de distribución sobre el eje PC1 son temperatura,
fósforo total, clorofila-a y coliformes totales y fecales (Fig. 12, a).
Como se muestra en la Fig. 12 b las principales variables influyentes identificados a el eje PC2 son
pH, Microcistis aeroginosa, cianobacterias totales y nitritos.
El gráfico de dos dimensiones de loading (Fig. 13) puede ayudar a identificar la relación inter-
variables. Tres atributos relacionados con las relaciones entre variables (similitudes variables) se
puede observar en la Fig.13.
Microcistina aeruginosa, el recuento total de cianobacterias, la concentración de nitritos y el pH
muestran una fuerte relación entre ellos y también influyen en la separación de los tres grupos a lo
largo del eje PC2 como se indica en el gráfico de las puntuaciones del ACP.
Otros autores han aplicado el Análisis de componentes principales (PCA) al análisis de los datos
registrados en sucesivos monitoreos de calidad de agua en ambientes. Los resultados del análisis de
calidad de agua evaluados tanto espacialmente (diferentes puntos de muestreo) y temporalmente
realizados en el Río Suquia, Córdoba, fue analizado por (Wunderblin y col. (2001).
Fig. 13: Resultados de ACP obtenido para muestras recolectadas en punto Toma de agua. Gráfico de
dos dimensiones de los valores de loadings.
Dicho trabajo, permitió agrupar los parámetros seleccionados de acuerdo a los cambios observados y
evaluar la incidencia de cada grupo sobre los cambios en la calidad de agua especialmente durante el
-0.15 -0.10 -0.05 0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25-0.2
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
1
2
3
4
56
7 89
10
11
1213
1. Temperature.2. pH.3. Conductivity.4. Iron.5. microcystis.6. Total Cyanobacteria.7. Microcystin LR.8. Total Phosphorus.9. Nitrates.10. Nitrites.11. Chlorophyll.12. coliforms.13. Fecal coliforms.
PC2-
load
ings
PC1- loadings
(d)
141
análisis temporal de los mismos. Ese estudio monitoreo 22 parámetros en diferentes estaciones de
muestreo (3 puntos) durante 2 años. Obtuvieron una compleja matriz de datos la cual fue tratada por
diferentes métodos estadísticos incluyendo el APC. Dichos autores informan que fue posible reducir a
6 parámetros la matriz de datos indicando que los mayores cambios en la calidad de agua tanto como
en la variación de los mismos se encontraba asociada con las variaciones estacionales (Temperatura),
condiciones urbanas como coliformes totales y fuentes de contaminación presentando un nuevo
abordaje para la evaluación de la calidad de aguas. Concentraciones de microcistina en diferentes
condiciones ambientales mostraron que el predominio de cepas tóxicas podría favorecerse con la
temperatura del agua (mayor a 23C) altos niveles de nitrógeno de amoninio (mayor a 3 M) y hierro
(mayor a 2 mM) que afectan el crecimiento de las cianobacterias.
En el presente trabajo, el análisis de los resultados aplicando la metodología de Análisis de
componentes principales en tres puntos de muestreo permitió inferir las siguientes conclusiones.
El comportamiento de las variables estudiadas pudo ser también analizado en función de su variación
estacional. Así, para cada punto de muestreo se pudo identificar fechas de muestreo que se agrupaban
o se dispersaban.
En el punto de muestreo Rotonda se identificó tres fechas que se distinguieron del resto que
coincidieron con los florecimientos observados y correspondieron a los meses de diciembre, enero y
febrero.
En el punto de muestreo de Isla Santiago, se logró separar en un grupo importante coincidente con un
florecimiento cianobacteriano que correspondió a época estival que fue desde octubre a febrero.
En el punto de muestreo Toma de agua, los datos fueron agrupados en tres clusters bien definidos,
uno estival desde diciembre a abril que coincidió con florecimientos, otro templado desde junio a
agosto y un tercer cluster de abril a diciembre.
Ello indica que la época estival coincidió en los tres puntos de muestreo con florecimientos
cianobacterianos y corresponden a periodos de alerta para la detección de florecimientos masivos de
cianobacterias.
Respecto a los factores mas influyentes en el análisis realizado, se monitorearon 13 parámetros que
indican calidad de agua y mediante el análisis de componentes principales se pudo reducir los
142
parámetros influyentes en los tres puntos de muestreo a siete parámetros: los coliformes,
cianobacterias totales, Microcistis aeruginosa, Microcistina-LR, temperatura, clorofila y fósforo que
representan los factores mas relevantes en el componente principal (PC1) lográndose reducir un 46%.
Además, en los tres puntos de muestreo los coliformes fueron factores importantes. Ello significa que
pudo reducirse los parámetros que influyen en el desarrollo del fenómeno cianobacteriano.
Asimismo, en dos puntos de muestreo (Isla Santiago y Toma de agua) la temperatura influye en el
PC1.
El análisis respecto al CP2, nitritos y pH se evidenciaron como importantes en dos puntos de
muestreo. Microcistis aeruginosa, cianobacterias totales y Microcistina-LR también resultaron ser
factores de influencia sobre el PC2. La Tabla 1 resume los análisis realizados.
Tabla 1: Parámetros que influyen en los CP1 y CP2 en los tres puntos de muestreo.
Punto de muestreo Parámetros influyen en PC1 Parámetros que influyen en PC2
Coliformes totales y fecales Nitritos
cianobacterias totales pH
Rotonda
Microcistis aeruginosa
clorofila
Microcistina
Microcystis aeruginosa
Microcistina-LR Microcystis aeruginosa
Coliformes Cianobacterias totales
Isla Santiago
Temperatura
Coliformes totales y fecales Microcistis aeruginosa
Temperatura células fitoplanctonicas
Toma de agua
Fósforo
clorofila
Nitritos, pH
Los valores elevados hallados de cianobacterias totales, de Microcystis aeruginosa, coliformes totales
y fecales reflejan la presencia de fuentes de contaminación antropogénica en el Río de la Plata.
143
El tratamiento de aguas residuales no constituye una práctica generalizada o extendida relacionada con
el desarrollo urbano, así como las actividades agrícolas o industriales en Argentina. Este déficit da
lugar a un progresivo deterioro de las cuencas hidrográficas cono es el estuario del Río de la Plata.
Comprender el efecto de factores ambientales y antropogénicos en la producción de
microcystinas podría contribuir a dilucidar los mecanismos implicados en su biosíntesis, así como en
la prevención de la contaminación que lleva al control de las floraciones de cianobacterias tóxicas.
Las concentraciones de microcistina observado en el Río de la Plata durante este estudio son similares
a las descritas en otros episodios de floraciones cianobacterianas en todo el mundo (Kotak y col.,
1993, Park y col., 1993, Fastner, y col., 2001, Chorus, 2001) donde MC-LR fue la toxina más
frecuente.
El método estadístico aplicado en este estudio permite extraer información adicional de los registros y
de seguimiento y comprender mejor las condiciones que llevan a las floraciones cianobacterianas
tóxicas.
Cabe mencionar que aunque la principal vía de exposición humana a las toxinas de cianobacterias es el
consumo de agua potable, siendo de menor importancia el uso recreativo de los lagos y lagunas
(Falconer, 1999).
El Río de la Plata cumple con ambos aspectos, siendo necesario establecer programas de vigilancia
para evitar la presencia de MC en el agua potable así como evitar la intoxicación en los usos
recreativos. Especial atención debe ser dirigida a disminuir el grado de eutrofización de este recurso
hídrico.
144
8. CONCLUSIONES
145
En la presentes tesis de Magister llevó a cabo un monitoreo anual que incluyó la observación
del sistema a estudiar, la obtención de muestras para analizar los aspectos bióticos (ej.
presencia de cianobacterias y toxinas) y el registro de variables abióticas relacionadas con el
crecimiento de las cianobacterias con el objeto de evaluar la ocurrencia de floraciones de
cianobacterias y sus cianotoxinas
Se logró detectar e identificar las especies de cianobacterias potencialmente tóxicas presentes
en el Río de La Plata y en las lagunas correspondiente a los géneros Microcystis,
Dolichospermum y Planktothrix.
Una máxima densidad total del fitoplancton se registró en septiembre con 199200 cel.ml-1,
mientras que durante el mes de agosto se detecto un mínimo de 500 cel.ml-1 en las muestras
del Río de la Plata.
La temperatura de los puntos muestreados manifestó diferencias significativas (p<0.05)
durante el periodo de estudio. En los meses de febrero 2005 y enero de 2006 se mostró la
temperatura más alta de 30ºC. Contrariamente, se reflejo en julio y agosto de 2005 una
temperatura mínima de 12ºC.
Estos resultados reflejan la variación estacional y dinámica del ecosistema que a su vez
influencia la presencia de Microcistinas-LR en el medio ya que, en enero de 2006 muestra la
más alta concentración de toxinas de 10.5 µg.L-1 mientras, en julio de 2005 no fue detectada.
El pH de puntos de muestreo del Río la Plata presenta un valor máximo de 10.20 en abril de
2005 y un mínimo de 7.23 en septiembre de 2005. El análisis de estos valores de pH indican
que el Río de la Plata ha aumentado su valor de pH máximo respecto al valor informado de
7.4 en 1997 con lo cual, se concluye que el Río de la Plata no cumple con los niveles guías de
146
calidad de la Cuenca del Plata (rango pH de 6.5 a 8.5 para todo uso) y se relaciona con la
presencia de floraciones de cianobacterias detectas durante el periodo de estudio.
La conductividad de los puntos muestreados del Río la Plata presento diferencias
significativas (p<0.05). Toma de agua reflejó la menor conductividad promedio de 322.7
μS.cm-1. Sin embargo, Laguna Salada y Aeroclub mostraron una alta conductividad promedio
de 1474 μS cm-1 y 748.49 μS cm-1, respectivamente.
Los altos niveles de conductividad encontrados nos permiten correlacionarlos con el alto
contenido de sólidos disueltos presentes en estas Lagunas producto de la eutrofización.
Ligado a esto, los valores obtenidos en este estudio son similares a los presentados en el
informe de la Calidad del agua de la Franja costera Sur del Río La Plata donde se registró
valores medios de 432 μS.cm-1 en las campañas de 1992-1993, mientras que también se
presento un valor máximo de 1770 μS.cm-1 en la estación de Santo Domingo en el año 1994-
1995.
Se observaron valores de hierro superiores a la norma de calidad de agua potable en febrero
2006 (0.87 mg.L-1) y julio de 2005 (0.84 mg.L-1), que establece un máximo de 0.30mg.L-1.
Por otra parte, se detectó bajos niveles de hierro de 0.01 mg.L-1 en los meses de marzo, mayo,
junio y diciembre de 2005. La concentración registrada en diciembre de 2005 corresponde a
los máximos de Microcystina LR encontrados en el mismo mes de 8.6 µg.L-1, indicando que
bajos niveles de Fe se asocian con la concentración de toxinas de Microcystinas.
El contenido de fósforo total promedio de nuestros puntos de muestreo en el Río La Plata fue
de 0.62 mg.L-1 con un máximo de 1.78 mg.L-1. Estos niveles son comparables a los detectados
en el informe de calidad de agua de la franja sur del Río La Plata durante el periodo 1992-
147
1993 donde se detectaron valores de 1.30 a 1.70mgL-1. También, se observaron diferencias
significativas (p<0.05) en el contenido de fosforo entre los puntos de muestreo. Laguna
Aeroclub presento valores de fósforo total de 4.8 mg.L-1, que son valores característicos de
ambientes hipertróficos típicos de una laguna. Toma de agua mostró niveles de fósforo total
de 1.7mg.L-1, valor que supera los niveles guías de la Cuenca del Plata para aguas destinadas
para actividad recreativa sin contacto directo que establece un máximo de 1mg.L-1 y refleja la
presencia de contaminantes.
Los niveles medios de N- NO3 en nuestro estudio fueron de 0.97 mg.L-1 con un máximo de
2.7 mg.L-1. Según análisis de varianza no existen variaciones significativas (p<0.05) en el
contenido de NO3 entre las aéreas muestras durante el periodo de estudio. En toma de agua los
niveles máximos de NO3- alcanzados de 11.9 mg.L-1 en diciembre de 2005 fueron
concordantes con una alta concentración de Microcistina LR (8.6 µg. L-1) detectada en el
mismo mes y con los registrados en el informe de la calidad de aguas de la Franja Costera del
Sur del Río La Plata durante 1992-1993. Aunado a esto, sobrepaso el límite máximo dado
para aguas destinadas para consumo humano con tratamiento convencional según Niveles
guías de la Cuenca del Plata que establece 10 mg.L-1 como N/NO3-1.
Los valores de nitrito obtenidos mostraron diferencias significativas (p<0.05) entre Laguna
Aeroclub y el resto de los puntos de muestreados en Río La Plata. Producto de las descargas
cloacales que periódicamente se registraban en Laguna Aeroclub obtuvimos altos niveles de
nitrito (2.54mg.L-1) esta zona. La concentración promedio de NO2 hallada en Isla Santiago
(0.38 mg.L-1) y Toma de Agua (0.35mg.L-1) no sobrepasa los niveles dados para aguas
destinadas para consumo humano con tratamiento convencional según Niveles Guía de la
Cuenca del Plata que establece un máximo de nitrito de 0.50 mg.L-1 como N/NO2-
148
Altos recuentos de coliformes totales y fecales que se registraron en enero (4600 NMP/100ml)
y diciembre (4300 NMP/100ml) de 2005 se correlacionan con los máximos de cianobacterias
encontrados en dichos meses. Rotonda mostró los promedios más alto de coliformes totales
con 2785 NMP/100ml y de coliformes fecales con 2489 NMP/100ml. Mientras que, Laguna
Aeroclub reflejo el recuento de coliformes totales y fecales más bajo con 2029 NMP/100ml y
1946 NMP/100ml. La media geométrica de coliformes totales y coliformes fecales en los
puntos muestreados del Rio La Plata fue de 2208 y 2156 NMP/100ml respectivamente. Estos
valores exceden ampliamente al valor guía para aguas recreacionales publicados por Canadian
Council of Resources and Environment Ministres quienes indican que la media geométrica de
coliformes fecales debe ser menor a 200 microorganismos/100 ml en no menos de 5 muestras
tomadas en un periodo de 30 días. Ligado a esto, el 83 % de las muestras analizadas fueron
positivas en la tipificación de Escherichia coli en todos los meses estudiados a excepción de
junio y agosto.
Lo anterior indica que el Río de la Plata es un reservorio de calidad deficiente en su aspecto
sanitario, ya sea para uso recreacional o como fuente de agua para ser potabilizada.
La Toma de agua de la planta potabilizadora que abastece a la ciudad de La Plata mostró un
alto número de Cyanobacteria en septiembre de 199200 cel.ml-1. Este valor sobrepasa el
umbral de Cianobacterias para el nivel guía de alerta alta que establece 100000 cel.ml-1 e
indica la probabilidad de efecto adverso a la salud por enfermedades a largo plazo, o alergias
y problemas gastrointestinales a corto plazo. Así mismo, en los diferentes puntos de muestro
del Río La Plata se observaron picos de cianobacterias de 175850 cel.ml-1 en enero, octubre y
diciembre de 2005, siendo el más afectado el correspondiente a Isla Santiago que presento
coincidencialmente en octubre de 2005 un número alto células del genero Microcystis de
149
165000 cel.ml-1 lo que indica, un proceso de eutrofización acelerado en esta zona que
ocasiona perjuicios con relación al uso de este recurso.
Las variaciones estacionales de clorofila mostraron máximos valores en enero de 2005 de 108
µg.L-1 y en diciembre de 2005 de 81.8µg.L-1dichos períodos de máxima concentración de
clorofila corresponden a los máximos encontrados en cianobacterias indicando que el elevado
nivel de clorofila se asocia con la concentración de bacterias fotosintéticas como son las
cianobacterias. Es importante recalcar que es probable que las condiciones del Río de la Plata
se están viendo deterioradas con los años mostrando diferencias en el contenido de clorofila
que pasa de valores de 15 μg.L-1 (ambiente mesotróficos según Informe de Calidad de Aguas
años 1993-1994 (CAFCS) a valores de 208μg.L-1 (ambiente hipertrófico en diciembre 2005)
en este trabajo.
En los meses donde se hicieron presentes los florecimientos de cianobacterias se logró el
aislamiento y cultivo en medio Z8 de uno de los principales géneros, Microcystis aeruginosa.
Asimismo, se realizó el ensayo de toxicidad de ratón sobre la cepa indicándose que los
ratones inyectados intraperitonealmente con 1ml de extracto de células de Microcystis
aeruginosa murieron en 40 ± 2 minutos después de la inyección. La necropsia de los ratones
muertos reveló que los hígados presentaban hemorragias y el peso de los hígados fue 57±5 %
mayor que los correspondientes a los controles inyectados con solución salina, lo que nos
confirma el alto grado de toxicidad de los florecimientos algales del Río de La Plata
observados en fechas de noviembre y diciembre de 2005.
No se manifestaron diferencias significativas (p<0.05) en la concentración de la toxina
Microcystina-LR entre las aéreas muestreadas y del mes de junio a octubre de 2005 no fue
detectada. Sin embargo, altos niveles de Microcistina-LR fueron observados en diciembre de
2005 (8.6 µg.L-1) y en enero de 2006 (10.5 µg.L-1) en los puntos de muestreo.
150
Los niveles de Microcistina –LR en muestras de de aguas correspondientes a red domiciliaria
indicaron que en determinados lugares y fechas valores máximos de 6.07 µg.L-1. Este valor
supera el valor guía de la Organización Mundial de la Salud que establece 1 µg.L-1., con lo se
concluye que su presencia representa un riesgo a la salud si estas toxinas ingresan al
organismo por diversas vías.
El análisis de componentes principales (PC1) mostro que los coliformes, Células
fitoplanctónicas, Microcistis aeruginosa, Microcistina, temperatura, clorofila y Fósforo,
fueron factores influyentes en la calidad del agua de los puntos muestreados en el Río de La
Plata. También, se puede inferir que Isla Santiago y Toma de agua se encuentran asociadas
con las variaciones estacionales (temperatura) y coliformes.
El componente 2 (CP2) evidencia como factores influyentes en los puntos de muestreo a
Microcistis aeruginosa, células fitoplanctonicas, Microcistina, nitritos y pH. Incluso, las
células fitoplanctónicas y Microcistis aeruginosa resultaron ser los parámetros más
importantes en dos puntos muestreados (Isla Santiago y Toma de agua).
El comportamiento de las variables estudiadas pudo ser también analizado en función de su
variación estacional. Para los diferentes puntos de muestreo los datos fueron agrupados en
clusters bien definidos, siendo el estival coincidente con florecimientos
151
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168
10. ANEXO
169
Variación de la temperatura en función del tiempo en los diferentes puntos de muestreo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 116.0 23.2 1.35 feb-05 5 145.9 29.2 1.08 mar-05 5 123.5 24.7 1.30 abr-05 5 108.5 21.7 0.45 may-05 5 106.0 21.2 0.67 jun-05 5 76.0 15.2 0.45 jul-05 5 67.5 13.5 0.71
ago-05 5 58.5 11.7 0.45 sep-05 5 91.5 18.3 1.35 oct-05 5 116.5 23.3 2.11 nov-05 5 125.0 25.0 2.55 dic-05 5 116.0 23.2 0.45 ene-06 5 139.0 27.8 2.05 feb-06 5 130.5 26.1 1.43
LA 14 298.5 21.3 5.14 LS 14 299.5 21.4 5.23 RT 14 324.0 23.1 6.02 TA 14 298.0 21.3 5.32 IS 14 300.4 21.5 5.05
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 1803.82 13 138.76 109.03 6.14E-33 1.91
Puntos de Muestreo 35.67 4 8.92 7.01 1.37E-04 2.55
Error 66.17 52 1.27 Total 1905.67 69 MDS o LSD 0.86
LA - LS -1.00 si Áreas Promedios Letras LA - RT -1.82 si LA 21.32 a LA - TA 0.50 no LS 21.39 b LA - IS -0.14 no RT 23.14 c LS - RT -1.75 si TA 21.29 a LS - TA 1.50 si IS 21.46 a, b LS - IS -0.06 no LSD 0.86 RT - TA 1.86 si RT - IS 1.69 si TA - IS -0.17 no
170
Variación del pH en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 41.83 8.37 0.51 feb-05 5 40.37 8.07 0.12 mar-05 5 41.55 8.31 0.11 abr-05 5 48.67 9.73 0.19 may-05 5 44.26 8.85 0.05 jun-05 5 38.71 7.74 0.07 jul-05 5 42.78 8.56 0.46
ago-05 5 40.50 8.10 0.09 sep-05 5 38.09 7.62 0.17 oct-05 5 41.49 8.30 0.47 nov-05 5 41.35 8.27 0.14 dic-05 5 41.36 8.27 0.99 ene-06 5 42.04 8.41 0.51 feb-06 5 42.37 8.47 0.97
LA 14 120.84 8.63 0.61 LS 14 120.48 8.61 0.40 RT 14 116.30 8.31 0.45 TA 14 112.31 8.02 0.36 IS 14 115.44 8.25 0.65
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 16.44 13 1.26 4.18 1.02E-04 1.91
Puntos de Muestreo 3.70 4 0.92 3.06 2.46E-02 2.55
Error 15.73 52 0.30 Total 35.86 69 MDS o LSD 0.42
LA - LS 0.03 no Areas Promedios Letras LA - RT 0.32 no LA 8.63 a LA - TA 0.61 si LS 8.61 a LA - IS 0.39 no RT 8.31 a LS - RT 0.30 no TA 8.02 b LS - TA 0.58 si IS 8.25 a LS - IS 0.36 no LSD 0.42 RT - TA 0.28 no RT - IS 0.06 no TA - IS -0.22 no
171
Variación de la conductividad en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo
RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 2351 470.2 48928.7 feb-05 5 2467 493.4 44966.8 mar-05 5 2397 479.4 47475.3 abr-05 5 2335 467 43154.5 may-05 5 2327 465.4 37438.8 jun-05 5 2511 502.2 19529.7 jul-05 5 2422 484.4 21264.3
ago-05 5 2261 452.2 28065.7 sep-05 5 2518 503.6 19938.8 oct-05 5 2306 461.2 30771.7 nov-05 5 2104 420.8 49225.7 dic-05 5 2544 508.8 57122.2 ene-06 5 2722 544.4 47458.3 feb-06 5 2129 425.8 22828.7
LA 14 8314 593.857143 6779.51648 LS 14 10310 736.428571 7030.72527 RT 14 4945 353.214286 4111.87363 TA 14 4518 322.714286 2312.68132 IS 14 5307 379.071429 4993.91758
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F Filas 70756.97143 13 5442.84396 1.10034967 0.37970334 1.91345502Columnas 1815460.486 4 453865.121 91.755402 6.5168E-23 2.54976297Error 257216.3143 52 4946.46758 Total 2143433.771 69 MDS o LSD 53.34 LA - LS -142.57 si Áreas Promedios Letras LA - RT 240.64 si LA 593.86 a LA - TA 271.14 si LS 736.43 b LA - IS 214.79 si RT 353.21 c, d LS - RT 383.21 si TA 322.71 c LS - TA 413.71 si IS 379.07 d LS - IS 357.36 si LSD 53.34 RT- TA 30.50 no RT- IS -25.86 no TA - IS -56.36 si
172
Variación del Hierro en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 1.62 0.32 0.08 feb-05 5 1.31 0.26 0.04 mar-05 5 0.54 0.11 0.01 abr-05 5 1.32 0.26 0.03 may-05 5 1.58 0.32 0.06 jun-05 5 1.55 0.31 0.09 jul-05 5 1.86 0.37 0.13
ago-05 5 1.16 0.23 0.06 sep-05 5 1.20 0.24 0.07 oct-05 5 1.81 0.36 0.04 nov-05 5 1.30 0.26 0.05 dic-05 5 1.13 0.23 0.04 ene-06 5 0.25 0.05 0.00 feb-06 5 2.46 0.49 0.06
LA 14 2.36 0.17 0.06 LS 14 1.74 0.12 0.03 RT 14 4.77 0.34 0.02 TA 14 4.95 0.35 0.06 IS 14 5.27 0.38 0.06
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 0.77 13 0.06 1.37 2.07E-01 1.91 Puntos de Muestreo 0.77 4 0.19 4.44 3.69E-03 2.55 Error 2.25 52 0.04 Total 3.79 69 MDS o LSD 0.16
LA - LS 0.04 no Áreas Promedios Letras LA - RT -0.17 si LA 0.17 a LA - TA -0.19 si LS 0.12 a LA - IS -0.21 si RT 0.34 b LS - RT -0.22 si TA 0.35 c, b LS - TA -0.23 si IS 0.38 d, b LS - IS -0.25 si LSD 0.16 RT - TA -0.01 no RT - IS -0.04 no TA - IS -0.02 no
173
Variación del fósforo en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 2.86 0.57 0.14 feb-05 5 3.14 0.63 0.08 mar-05 5 3.36 0.67 0.10 abr-05 5 3.30 0.66 0.12 may-05 5 3.23 0.65 0.15 jun-05 5 3.23 0.65 0.13 jul-05 5 3.70 0.74 0.12
ago-05 5 2.73 0.55 0.21 sep-05 5 0.29 0.06 0.00 oct-05 5 4.90 0.98 0.47 nov-05 5 3.01 0.60 0.10 dic-05 5 3.24 0.65 0.09 ene-06 5 1.62 0.32 0.01 feb-06 5 3.61 0.72 0.21
LA 14 12.86 0.92 0.17 LS 14 13.24 0.95 0.12 RT 14 6.27 0.45 0.09 TA 14 4.79 0.34 0.02 IS 14 5.06 0.36 0.02
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 2.84 13 0.22 4.36 6.50E-05 1.91 Puntos de Muestreo 5.14 4 1.29 25.61 9.30E-12 2.55 Error 2.61 52 0.05 Total 10.60 69 MDS o LSD 0.17
LA - LS -0.03 no Áreas Promedios Letras LA - RT 0.47 si LA 0.92 a LA - TA 0.58 si LS 0.95 a LA - IS 0.56 si RT 0.45 b LS - RT 0.50 si TA 0.34 c, b LS - TA 0.60 si IS 0.36 d, b LS - IS 0.58 si LSD 0.17 RT - TA 0.11 no RT - IS 0.09 no TA - IS -0.02 no
174
Variación del nitrato en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 16.22 3.24 1.54 feb-05 5 21.70 4.34 1.95 mar-05 5 19.55 3.91 2.81 abr-05 5 31.85 6.37 2.68 may-05 5 17.71 3.54 1.87 jun-05 5 10.75 2.15 1.05 jul-05 5 37.37 7.47 2.29
ago-05 5 17.74 3.55 2.33 sep-05 5 6.90 1.38 0.26 oct-05 5 16.40 3.28 2.22 nov-05 5 16.20 3.24 2.30 dic-05 5 45.10 9.02 2.07 ene-06 5 8.60 1.72 1.14 feb-06 5 14.30 2.86 1.04
LA 14 51.61 3.69 2.77 LS 14 53.15 3.80 3.07 RT 14 65.01 4.64 2.34 TA 14 58.75 4.20 3.15 IS 14 51.87 3.71 2.65
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 309.37873 13 23.79836363 6.0513493 1.1105E-06 1.91345502 Puntos de Muestreo 9.5116914 4 2.377922857 0.6046484 0.6610206 2.54976297 Error 204.50231 52 3.932736703 Total 523.39273 69
175
Variación del nitrito en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo
RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza ene-05 5 0.675 0.135 0.009778 feb-05 5 0.822 0.1644 0.0542878 mar-05 5 1.19 0.238 0.039408 abr-05 5 1.448 0.2896 0.0642353 may-05 5 0.171 0.0342 0.0003907 jun-05 5 0.222 0.0444 0.0016778 jul-05 5 0.964 0.1928 0.0136067
ago-05 5 0.873 0.1746 0.0276298 sep-05 5 0.56 0.112 0.003926 oct-05 5 0.814 0.1628 0.0130057 nov-05 5 0.91 0.182 0.01807 dic-05 5 0.718 0.1436 0.0098383 ene-06 5 0.204 0.0408 0.0009317 feb-06 5 0.174 0.0348 0.0008427
LA 14 3.659 0.26135714 0.04094825 LS 14 1.323 0.0945 0.00647258 RT 14 1.455 0.10392857 0.00377161 TA 14 1.616 0.11542857 0.0107218 IS 14 1.692 0.12085714 0.02793967
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Filas 0.404511786 13 0.03111629 2.11900269 0.028396083 1.91345502Columnas 0.266925 4 0.06673125 4.54436222 0.003187022 2.54976297
Error 0.763589 52 0.0146844
Total 1.435025786 69 MDS o LSD 0.091907313 LA - LS 0.166857143 si Áreas Promedios Letras LA - RT 0.157428571 si LA 0.26 a LA - TA 0.145928571 si LS 0.09 b LA - IS 0.1405 si RT 0.10 b LS - RT -0.009428571 no TA 0.12 b LS - TA -0.020928571 no IS 0.12 b LS - IS -0.026357143 no LSD 0.23 RT- TA -0.0115 no RT- IS -0.016928571 no TA - IS -0.005428571 no
176
Variación de los coliformes totales en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 20500 4100 959.17 feb-05 5 13900 2780 668.58 mar-05 5 11850 2370 164.32 abr-05 5 10150 2030 303.32 may-05 5 9300 1860 328.63 jun-05 5 8100 1620 268.33 jul-05 5 8700 1740 330.53
ago-05 5 9800 1960 151.66 sep-05 5 11200 2240 198.12 oct-05 5 10600 2120 261.25 nov-05 5 9850 1970 614.00 dic-05 5 14500 2900 824.62 ene-06 5 15300 3060 549.32 feb-06 5 12250 2450 165.83
LA 14 28400 2029 449.24 LS 14 32450 2318 824.53 RT 14 39000 2786 859.21 TA 14 30900 2207 771.58 IS 14 35250 2518 781.42
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 28334857 13 2179604 13.49 2.23E-12 1.91
Puntos de Muestreo 4766786 4 1191696 7.38 8.77E-05 2.55
Error 8401214 52 161562
Total 41502857 69
MDS o LSD 304.85 LA - LS -289.29 no Áreas Promedios Letras LA - RT -757.14 si LA 2029 a LA - TA -178.57 no LS 2318 a, c LA - IS -489.29 si RT 2786 b LS - RT -467.86 si TA 2207 a LS - TA 110.71 no IS 2518 b, c LS - IS -200.00 no LSD 304.85 RT- TA 578.57 si RT- IS 267.86 no TA - IS -310.71 si
177
Variación de los coliformes fecales en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo
RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza ene-05 5 19500 3900 1009.95 feb-05 5 11700 2340 134.16 mar-05 5 11400 2280 268.33 abr-05 5 10050 2010 292.40 may-05 5 9200 1840 313.05 jun-05 5 8100 1620 268.33 jul-05 5 7900 1580 189.08
ago-05 5 9500 1900 141.42 sep-05 5 11100 2220 207.97 oct-05 5 10150 2030 171.76 nov-05 5 9500 1900 506.21 dic-05 5 12750 2550 430.12 ene-06 5 11550 2310 387.94 feb-06 5 11450 2290 181.66
LA 14 27250 1946 375.94 LS 14 31250 2232 769.52 RT 14 34850 2489 705.52 TA 14 29650 2118 778.96 IS 14 30850 2204 493.99
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los
cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Tiempo (Meses) 20772179 13 1597860 13.20 3.36E-12 1.91 Puntos de Muestreo 2180571 4 545143 4.50 3.37E-03 2.55 Error 6294429 52 121047 Total 29247179 69 MDS o LSD 263.88 LA - LS -285.71 si Áreas Promedios Letras LA - RT -542.86 si LA 1946 a LA - TA -171.43 no LS 2232 b LA - IS -257.14 no RT 2489 c LS - RT -257.14 no TA 2118 a LS - TA 114.29 no IS 2204 a LS - IS 28.57 no LSD 263.88 RT- TA 371.43 si RT- IS 285.71 si TA - IS -85.71 no
178
Variación de cianobacterias totales en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 295840 59168 256.38 feb-05 5 192290 38458 110.00 mar-05 5 266410 53282 110.21 abr-05 5 223150 44630 68.97 may-05 5 109490 21898 109.60 jun-05 5 24730 4946 85.28 jul-05 5 10440 2088 22.60
ago-05 5 12380 2476 31.96 sep-05 5 258280 51656 287.41 oct-05 5 272400 54480 262.22 nov-05 5 114120 22824 83.81 dic-05 5 277740 55548 259.64 ene-06 5 152250 30450 78.32 feb-06 5 179600 35920 129.47
0.00 LA 14 340410 24315 126.95 LS 14 351250 25089 129.47 RT 14 526180 37584 213.74 TA 14 527640 37689 220.69 IS 14 643640 45974 239.51
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Meses 2.739E+10 13 2106638972 1.36 0.21 1.91 Puntos de Muestreo 4.801E+09 4 1200329774 0.78 0.55 2.55
Error 8.04E+10 52 1546059351 Total 1.126E+11 69
179
Variación de Microcystis sp. en función del tiempo Análisis de varianza de dos factores con una sola muestra por grupo
RESUMEN Cuenta Suma Promedio Varianza
ene-05 5 125120 25024 104.31 feb-05 5 140750 28150 70.20 mar-05 5 254200 50840 114.52 abr-05 5 220320 44064 67.73 may-05 5 83010 16602 84.44 jun-05 5 16540 3308 80.39 jul-05 5 4930 986 27.24
ago-05 5 2690 538 25.21 sep-05 5 4300 860 43.85 oct-05 5 185600 37120 267.45 nov-05 5 54050 10810 95.81 dic-05 5 70597 14119 104.11 ene-06 5 104720 20944 88.12 feb-06 5 145230 29046 114.28
0.00 LA 14 249610 17829 128.09 LS 14 256002 18286 134.42 RT 14 242870 17348 142.27 TA 14 224785 16056 130.95 IS 14 438790 31342 203.69
ANÁLISIS DE VARIANZA
Origen de las variaciones
Suma de cuadrados
Grados de
libertad
Promedio de los cuadrados F Probabilidad Valor crítico
para F
Meses 1.7565E+10 13 1351189670 3.24 1.26E-03 1.91 Puntos de Muestreo 2222284220 4 555571055 1.33 2.71E-01 2.55
Error 2.1707E+10 52 417446806 Total 4.1495E+10 69